Håndbog i prøvetagning - Videncenter for Jordforurening

Håndbog i prøvetagning af jord og
grundvand
1
Teknik og Administration
Nr. 3 2003 Hovedrapport

INDHOLDSFORTEGNELSE
1. Indledning.................................................................................1
1.1 Baggrund .............................................................................................1
1.2 Formål .................................................................................................1
1.3 Håndbogens opbygning........................................................................2
1.4 Håndbogens gyldighedsområde............................................................3
1.5 Grundlaget for håndbogen....................................................................3
2. Krav til prøvetagning ................................................................5
2.1 Love, vejledninger, bekendtgørelser og andre krav...............................6
2.2 Standarder og standardforslag ..............................................................8
2.3 Håndbøger og anbefalinger ..................................................................9
3. Krav til arbejdsmiljø ved prøvetagning....................................11
3.1 Ansvarsfordeling................................................................................11
3.2 Arbejde med kemiske stoffer..............................................................13
3.2.1 Farlige stoffer og konservering af prøver i felten ........................14
3.2.2 Farlige stoffer og feltanalyser .....................................................14
3.2.3 Farlige stoffer som en del af forureningen...................................15
3.3 Sikkerhedsforanstaltninger .................................................................15
4. Jordlag, geologi og grundvand ................................................19
4.1 Jordbundsprofiler ...............................................................................19
4.2 Geologiske profiler.............................................................................21
4.3 Grundvandskemiske profiler ..............................................................24
4.4 Fordeling af forureninger i jorden.......................................................26
5. Boreteknikker og boringsudbygning........................................29
5.1 Boreteknikker.....................................................................................30
5.2 Udbygning af boringer .......................................................................34
5.2.1 Filterkonstruktion .......................................................................35
5.2.1.1 Antal filtre ..............................................................................36
5.2.1.2 Filter- og forerørsdiameter......................................................37
5.2.1.3 Filterlængde............................................................................38
5.2.1.4 Boringer uden filter ................................................................39
5.2.1.5 Filtersætning ved fri fase forureninger ....................................39
5.2.2 Gruskastning og filterslids ..........................................................40
5.2.3 Afpropning.................................................................................41
5.2.4 Afslutning ..................................................................................42
5.3 Sløjfning af boringer ..........................................................................43
5.4 Materialevalg .....................................................................................43
6. Prøvetagning af jord................................................................45
6.1 Formål, strategier og krav ved prøvetagning af jord............................45
6.1.1 Formål og strategier ved prøvetagning på forurenede grunde ......47
6.1.1.1 Strategi ved prøvetagning på forurenede grunde ud fra
besigtigelse og historik ...........................................................50
6.1.1.2 Strategi for prøvetagning på forurenede grunde med ukendte
kilder med systematisk prøvetagningsgitter.............................51
6.1.1.3 Strategi for prøvetagning på grunde efter diffus forurening
med geostatistik......................................................................54

6.1.2 Formål og strategier ved prøvetagning inden opgravning af
forurenet jord..............................................................................57
6.1.3 Formål og strategier ved prøvetagning til dokumentation af
restforurening efter bortgravning ................................................58
6.1.4 Formål og strategier ved prøvetagning af opgravet jord ..............59
6.2 Udvælgelse af prøver til kemisk analyse.............................................61
6.3 Prøvetagningsteknik...........................................................................62
6.3.1 Prøvetagningsudstyr ...................................................................62
6.3.2 Rensning af prøvetagningsudstyr ................................................65
6.3.3 Dokumentation af jordprøvetagning............................................65
6.4 Emballage, forbehandling og opbevaring af jordprøver ......................66
6.5 Særlige forholdsregler ved udtagning af jordprøver ............................66
6.5.1 Forholdsregler ved flygtige stoffer..............................................66
6.5.2 Forholdsregler ved nedbrydelige/omdannelige stoffer.................67
6.5.3 Forholdsregler ved ikke-flygtige, adsorberbare organiske stoffer 69
6.5.4 Forholdsregler ved metaller og lignende .....................................70
6.6 Efterbehandling af jordprøver.............................................................70
6.6.1 Stikprøver eller blandingsprøver.................................................70
6.6.2 Tørring, frasortering, knusning og sigtning .................................72
6.6.3 Udtagning af delprøver til analyse (neddeling)............................74
6.7 Præcision af jordprøvetagning ............................................................75
7. Prøvetagning af grundvand......................................................77
7.1 Formål, strategier og krav ved prøvetagning af grundvand .................77
7.2 Prøvetagningsteknik...........................................................................81
7.2.1 Prøvetagningsudstyr ...................................................................81
7.2.1.1 Grundvandspumper og –prøvehentere.....................................81
7.2.1.2 Materialevalg for pumpeslanger..............................................84
7.2.2 Rengøring af pumper og prøvetagningsudstyr.............................85
7.2.3 Forpumpning..............................................................................86
7.2.3.1 Stopkriterier for forpumpning .................................................87
7.2.3.2 Pumpesætning ved forpumpning.............................................89
7.2.3.3 Stopkriterier og pumpesætning ...............................................89
7.2.4 Oppumpning...............................................................................91
7.3 Formål og prøvetagningsteknik ..........................................................91
7.3.1 Formål og teknik ved prøvetagning i undersøgelsesboringer .......92
7.3.1.1 Prøvetagning af undersøgelsesboring til fastlæggelse af
kildestyrke, situation 1............................................................93
7.3.1.2 Prøvetagning af undersøgelsesboring til kontrol af
forureningens udvikling, situation 2........................................94
7.3.1.3 Prøvetagning af undersøgelsesboringer til fastlæggelse af
forureningens udbredelse, situation 3......................................96
7.3.2 Formål og teknik ved prøvetagning i eksisterende boringer.........98
7.3.2.1 Prøvetagning af eksisterende boringer til fastlæggelse kvalitet
af oppumpet vand under afværge, situation 4 ..........................99
7.3.3 Formål og teknik ved prøvetagning fra boringer i drift..............101
7.3.3.1 Prøvetagning fra forsyningsboring i drift til fastlæggelse
kvalitet af oppumpet vand, situation 5...................................103

7.3.4 Formål og teknik ved prøvetagning med separat
forureningsfase.........................................................................104
7.3.5 Formål og teknik ved prøvetagning under borearbejde..............106
7.4 Feltanalyser......................................................................................109
7.5 Forbehandling, emballage og opbevaring af grundvandsprøver ........114
7.5.1 Filtrering ..................................................................................114
7.5.2 Emballage, konservering og opbevaring ...................................116
7.6 Særlige forholdsregler ved prøvetagning af grundvand.....................123
7.6.1 Forholdsregler ved flygtige stoffer............................................124
7.6.2 Særlige forholdsregler ved adsorberbare stoffer ........................124
7.6.3 Forholdsregler ved nedbrydelige/omdannelige stoffer...............125
7.6.4 Forholdsregler ved metaller ......................................................126
7.7 Præcision af grundvandsprøvetagning ..............................................126
7.7.1 Variation med inddraget del af magasin ....................................127
7.7.2 Variation med årstid..................................................................128
7.7.3 Variation induceret af indvinding og anden oppumpning...........129
8. Kvalitetssikring af prøvetagning............................................133
8.1 Feltdobbeltprøver.............................................................................138
8.2 Feltblindprøver.................................................................................138
8.3 Feltkontrolprøver .............................................................................139
8.4 Statistisk behandling af kvalitetskontrolresultater.............................140
9. Krav til dokumentation af prøvetagning ................................147
10. Akkrediteret prøvetagning.....................................................151
11. Beslutningsmodel..................................................................153
12. Benyttede forkortelser...........................................................155
13. Stikordsregister.....................................................................159
14. Liste over tabeller .................................................................163
15. Liste over eksempler .............................................................165
16. Liste over figurer ..................................................................167
17. Referencer.............................................................................169

ANVISNINGER OG ANBEFALINGER
Håndbogens forslag til gennemførelse af prøvetagning af jord og grundvand er
samlet i anvisningsbokse igennem teksten:
Boks 6.1 Input til opstilling af konceptuel model for jordforurening. .....48
Boks 6.2 Trin i opstilling af prøvetagningsstrategi og valg af
prøvetagningsteknik................................................................49
Boks 6.3 Prøvetagning på forurenet grund efter historik.........................50
Boks 6.4 Prøvetagning på forurenet grund efter systematisk
prøvetagningsgitter. ................................................................53
Boks 6.5 Prøvetagning til klassificering af jord inden opgravning..........58
Boks 6.6 Prøvetagning af opgravet jord udlagt i miler............................60
Boks 6.7 Udvælgelse af jordprøver til analyse. ......................................61
Boks 6.8 Valg af prøvetagningsudstyr. ...................................................64
Boks 6.9 Rengøring af prøvetagningsudstyr. ..........................................65
Boks 6.10 Dokumentation af jordprøvetagning. .......................................65
Boks 6.11 Anbefaling vedrørende brug af blandingsprøver. .....................71
Boks 7.1 Anvendelighed af boringstyper i undersøgelser af
grundvandsforurening.............................................................80
Boks 7.2 Valg af pumpetype til prøvetagning af grundvand....................83
Boks 7.3 Valg af slangemateriale til prøvetagning af grundvand.............84
Boks 7.4 Rengøring af pumper og andet prøvetagningsudstyr. ...............85
Boks 7.5 Forpumpning. .........................................................................91
Boks 7.6 Prøvetagning i undersøgelsesboringer......................................92
Boks 7.7 Prøvetagning i eksisterende boringer med langt filter. .............99
Boks 7.8 Prøvetagning fra forsyningsboringer i drift............................102
Boks 7.9 Måling og prøvetagning af separat fase. ................................105
Boks 7.10 Prøvetagning under borearbejde. ...........................................109
Boks 7.11 Feltmålinger..........................................................................113
Boks 7.12 Filtrering...............................................................................115
Boks 7.13 Emballage, konservering og opbevaring................................123
Boks 7.14 Betydning af grundvandets forskellige sammensætning i
dybden. .................................................................................128
Boks 7.15 Betydning af pumpning fra andre boringer for prøvetagningen.
.............................................................................................131
Boks 8.1 Feltkvalitetskontrol af prøvetagning. .....................................137
Boks 8.2 Beregning af standardafvigelse fra feltdobbeltblindprøver. ....142
Boks 9.1 Dokumentation af prøvetagning. ...........................................150
Boks 10.1 Akkreditering af prøvetagning...............................................152

1. Indledning
1.1 Baggrund
Udtagning af repræsentative prøver af jord og grundvand er afgørende for, at
undersøgelser, afværgeforanstaltninger, oprensning og ansvarsplacering kan
gennemføres retvisende. Rigtig prøvetagning kræver viden og tilpasning af
fremgangsmåden efter formålet, mens forkert prøvetagning kan medføre
resultater, der er størrelsesordner forkerte.
Derfor har Amternes Videncenter for Jordforurening (AVJ) igangsat
udarbejdelse af denne håndbog i prøvetagning af jord og grundvand.
Håndbogen er udarbejdet af Christian Grøn, Eurofins A/S og DHI – Institut for
Vand og Miljø, Jacqueline Anne Falkenberg og Klaus Weber, NIRAS
Rådgivende ingeniører og planlæggere A/S og Peter Kjeldsen, Miljø &
Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet.
Håndbogen er udarbejdet i samarbejde med følgegruppen, som har været
tilknyttet projektet:
Tommy Koefoed, Roskilde Amt
Abelone Christensen, Storstrøms Amt
Birgit Konring, Miljøkontrollen
Flemming Vormbak, Frederiksborg Amt
Irene Edelgaard, Miljøstyrelsen
Arne Rokkjær, AVJ.
1.2 Formål
Der er inden for de seneste godt 10 år udarbejdet en lang række håndbøger,
danske og internationale standarder, myndighedsretningslinier og lærebøger for
prøvetagning af jord og grundvand. Det er formålet med denne håndbog i
prøvetagning af jord og grundvand at samle og udnytte denne spredte viden.
Håndbogen er tænkt som et redskab til at sikre ensartet prøvetagning foretaget
optimalt i henhold til de seneste erfaringer inden for området. Som kombineret
håndbog for prøvetagning af både jord og grundvand er den et bredt kompendium
for prøvetagning på forurenede grunde. Håndbogen er skrevet for
medarbejdere i amterne for at støtte indenfor:
• Planlægning af, fastlæggelse af krav til og gennemførelse af egen
prøvetagning.
• Planlægning af, fastlæggelse af krav til og køb af prøvetagning.
• Vurdering af prøvetagning.
1

Håndbogen er tænkt dels som praktisk vejledning, dels som reference for krav
til prøvetagning. Håndbogen vil dermed have en funktion både for amternes
medarbejdere og for andre, der arbejder med prøvetagning af jord og
grundvand.
1.3 Håndbogens opbygning
Håndbogen rummer tekstkapitler med den nødvendige baggrund, håndbogskapitler
med konkret beskrivelse af anbefalede procedurer for prøvetagning og bilag
med for eksempel uddybende tekst, supplerende diskussion af fordele og
ulemper ved forskellige fremgangsmåder, alternative metoder, tabeller og
skemaer.
Tekstkapitlerne indeholder forklarende tekst med figurer og tabeller, samt
eksempelbokse (tekst i kursiv):
Kapitel 2 Krav til prøvetagning.
Kapitel 3 Krav til arbejdsmiljø ved prøvetagning.
Kapitel 4 Jordlag, geologi og grundvand.
Kapitel 5 Boreteknikker og boringsudbygning.
Håndbogskapitlerne rummer forklarende tekst med tabeller og figurer, hvor der
for hver aktivitet af prøvetagningen er gennemgået:
• Officielle krav og forslag fra bekendtgørelser, vejledninger m.v.
• Relevante vejledninger i standarder og håndbøger.
• Bokse med konkrete anvisninger/procedurer for prøvetagning (grå
baggrund).
• Eksempler på anvendelse (ikke alle kapitler, tekst i kursiv).
• Omtale af lovende nye metoder (ikke alle kapitler, detaljer i bilag).
Håndbogskapitlerne er:
Kapitel 6 Prøvetagning af jord.
Kapitel 7 Prøvetagning af grundvand.
Kapitel 8 Kvalitetssikring af prøvetagning.
Kapitel 9 Krav til dokumentation af prøvetagning.
Kapitel 10 Akkrediteret prøvetagning.
2

Kapitel 11 Beslutningsmodel.
Anvisningerne er angivet for typiske prøvetagningssituationer, som er nærmere
beskrevet i starten af kapitlerne 6 og 7.
Benyttede ord og begreber kan findes i stikordsregister, og forkortelser er
samlet i en forkortelsesliste med forklaring. I teksten er ord, begreber og
forkortelser markeret med fed, første gang de er anvendt, samt når der er
henvist til det pågældende sted i stikordsregistret.
1.4 Håndbogens gyldighedsområde
Håndbogen er begrænset til at omhandle prøvetagning inden for området:
• Undersøgelser af forurenede grunde efter jordforureningsloven og
tilknyttede bekendtgørelser.
Prøvetagning inden for dette område er typisk en del af:
• Undersøgelser af jord og grundvand på lokaliteter med
punktkildeforurening (for eksempel på industrigrunde, lossepladser og
servicestationer).
• Undersøgelser af jord på lokaliteter med diffus forurening (for eksempel fra
trafik og industriemission).
Prøvetagning af poreluft er dækket i en tidligere håndbog udgivet af AVJ /1/ og
medtages derfor ikke her. Prøvetagning af porevand er en speciel teknik, som
for eksempel er behandlet i et miljøprojekt udarbejdet for Miljøstyrelsen /2/, og
medtages derfor heller ikke.
I håndbogen er refereret til vejledninger og bekendtgørelser, der kan blive
erstattet af nyere udgaver efter udarbejdelse af denne håndbog. Man bør derfor
som bruger af håndbogen sikre sig, at de nævnte referencer stadig er gældende,
eller kombinere oplysninger fra denne håndbog med disse nyere udgaver.
Produkter eller fabrikater (e.g.: Rilsan poser), der nævnes med navn i teksten,
skal alene betragtes som eksempler på anvendelige materialer eller udstyr, men
kan i reglen erstattes af andre produkter med samme egenskaber.
1.5 Grundlaget for håndbogen
Håndbogen er baseret på gældende danske love, bekendtgørelser og
vejledninger med krav til prøvetagning af jord og grundvand inden for
håndbogens gyldighedsområde. Forfatter- og følgegruppens eksisterende viden
er suppleret med søgning på statens juridiske on-line informationssystem,
www.retsinfo.dk med søgeord prøvetagning. Der er inddraget vejledninger og
3

krav til prøvetagning formuleret af amter og andre myndigheder, så vidt de er
opsummeret /3/ eller i øvrigt kendte for forfatter- og følgegruppe.
Yderligere information er indhentet til håndbogen fra udenlandske kilder efter
1990, idet den til da tilgængelige viden blev opsummeret i 2 danske håndbøger
fra 1989 og 1991 /4, 5/.
Standarder for prøvetagning af jord og grundvand er søgt hos Dansk Standard
(DS), www.ds.dk med søgeord prøvetagning, hos International Standardization
Organization (ISO), www.iso.ch med søgeord sampling og hos European
Committee for Standardization (CEN), www.cenorm.be ved gennemgang af
relevante kategorier af standarder.
Håndbøger, vejledninger, rapporter og standarder er søgt hos den danske
Miljøstyrelse på www.mst.dk med søgeord prøvetagning, hos den amerikanske
Miljøstyrelse (US EPA) på www.epa.gov med søgeord sampling, soil, ground(
)water, hos den amerikanske Geologiske Undersøgelse (USGS) på
www.usgs.gov med søgeord ground( )water and sampling and guidelines, hos
US Army Corps of Engineers på www.usace.army.mil/inet/usace-docs samt
hos den engelske Miljøstyrelse på www.environment-agency.gov.uk/ med
søgeord soil sampling.
Yderligere litteratur er søgt på Danmarks Tekniske Videnscenters database for
bøger (ALIS), www.dtv.dk med søgeord (ground( )water or soil) and sampling,
samt prøvetagning, og endelig på web søgemaskinerne Yahoo og Alta Vista
med søgeord ground( ) water and sampling.
Den videnskabelige litteratur er søgt ved egentlig elektronisk litteratursøgning
på Scientific & Technical Information Network (STNEasy), stneasy.fizkarlsruhe.de/html/english/login1.html,
der giver on-line adgang til de vigtigste
naturvidenskabelige og tekniske databaser, med søgeord ground( )water and
sampling and publication after 1990.
4

2. Krav til prøvetagning
Målsætningen for en prøvetagning er, at den er:
• repræsentativ - dvs.: analyseresultater fra prøven skal give en korrekt
beskrivelse af egenskaberne for en defineret del af et grundvandsmagasin
eller et jordlegeme.
• reproducerbar - dvs.: prøvetagningen skal kunne gentages med samme
resultater, forudsat de ydre forhold ikke ændrer sig, hvilket først og
fremmest kræver en velbeskreven prøvetagning.
• svarende til formålet - dvs.: prøvetagningen er tilrettelagt sådan, at den
krævede beskrivelse af situtationen opnås med hensyn til for eksempel
medie (jord, grundvand, poreluft), mediets beskaffenhed (ler, sand, tørt,
vådt), prøvetagningspositioner (vertikalt, horisontalt, tæthed i tid og sted)
og stofegenskaber (flygtige, nedbrydelige, adsorberbare).
Udtagning af prøver af jord eller grundvand udføres i denne sammenhæng til
følgende hovedformål:
• Undersøgelser og afværge på forurenede grunde (jord og grundvand).
• Håndtering af forurenet jord (jord).
• Tilsyn med deponeringsanlæg og industrier (grundvand).
• Boringskontrol på vandværker (grundvand).
• Overvågning af grundvandsressourcen (grundvand).
Krav til prøvetagning af jord og grundvand er formuleret i en række af de
bekendtgørelser og vejledninger, hvor jord- og grundvandsprøver indgår.
Procedurer for prøvetagning er beskrevet i standarder og standardforslag. Til
hjælp ved gennemførelse af forsvarlig prøvetagning foreligger desuden en
række håndbøger og samlinger af anbefalinger, ligesom der kan hentes
detaljeret vejledning i supplerende originallitteratur og i manualer til
prøvetagningsudstyr.
Overordnet set er de gældende krav, vejledninger og hjælpemidler præget af
diskussioner og oversigter over forskellige teknikkers anvendelighed snarere
end af direkte anvisninger, fordi anvendeligheden af en prøvetagningsteknik
afhænger af en række varierende omstændigheder:
• Formål med prøvetagning.
• Jordbundsforhold, geologi og hydrogeologi.
• Forureningssituation.
• Økonomi.
5

2.1 Love, vejledninger, bekendtgørelser og andre krav
I tabel 2.1 er opsummeret nogle myndighedskrav med angivelse af den type
information, der kan findes for forskellige hovedemner af interesse i
forbindelse med prøvetagning.
Generelt skal prøvetagning udføres akkrediteret, se kapitel 10, hvis resultaterne
skal benyttes i forvaltningsafgørelser /6/. Kravet om akkrediteret prøvetagning
gælder i bekendtgørelsens nuværende udformning drikkevand, boringskontrol
og grundvand. Endvidere er det afgrænset til afgørelser i medfør af lov om
miljøbeskyttelse, lov om affaldsdepoter 1 og lov om vandforsyning. Til
prøvetagning omfattet af kravet om akkreditering skal fortrinsvis benyttes
metoder, der er udgivet i form af standarder /7/. Hvis ikke-standardiserede
metoder benyttes, skal metoderne være validerede (afprøvede), sådan at den
prøvetagningskvalitet, der kan opnås med metoden, er kendt.
Der er kun i begrænset omfang stillet myndighedskrav til selve udførelsen af
prøvetagningen (tabel 2.1), og slet ikke til dokumentation af prøvetagningskvaliteten.
Specifikke anvisninger kan være givet i andre sammenhænge, for
eksempel i Miljøstyrelsens vejledninger vedrørende rådgivning af beboere i
lettere forurenede områder og kortlægning af forurenede arealer /8, 9/.
I arbejdet med myndigheds- og bygherrekrav til prøvetagning skal det
inddrages, at kravene har forskellig status, hvor kravenes prioritet er:
1. Love og bekendtgørelser fra ministerier.
Skal følges.
2. Vejledninger fra ministerier.
Bør følges, med mindre vægtige grunde kan gives.
3. Amtslige anvisninger.
Skal følges i amtet, med mindre andet aftales.
4. Bygherrekrav og branchevejledninger.
Skal følges ved arbejde for bygherre eller branche, men skal være i
overensstemmelse med myndighedskrav.
Krav med højere prioitet skal under alle omstændigheder følges, se eksempel
2.1. Som eksempler på bygherrekrav kan nævnes, at Vejdirektoratet har
udarbejdet en vejledning i håndtering (herunder prøvetagning) af forurenet jord
fra offentlige vejarealer /10/, samt at Oliebranchens Miljøpulje har udgivet en
kvalitetsmanual for oprensning af grunde under OM-ordningen /11/, hvor
aspekter af prøvetagning er behandlet. Det skal i den sammenhæng særligt
fremhæves, at en bygherres krav skal være i overensstemmelse med
1 Erstattet per 1. januar 2000 af Lov om forurenet jord /201/
6

myndighedskrav, såfremt resultaterne skal anvendes i forvaltningsmæssige
afgørelser.
Bekendtgørelse eller vejledning
Generelle krav
Bekendtgørelse om kvalitetskrav
til miljømålinger /6/
Krav til jordprøvetagning
Bekendtgørelse om genanvendelse
af restprodukter og jord til byggeog
anlægsarbejder /15/
Vejledning om prøvetagning og
andre amter
7
Prøvetagningsstrategi
Bore- og gravemetoder, samt
boringsudbygning
Metoder til prøvetagning
Efterbehandling, transport og
opbevaring af prøver
Prøvetagningskvalitet
Ingen Ingen Ingen Ingen Ingen
Anvisning Ikke
relevant
Ingen Ingen Ingen
Diskussion/ Diskussion/ Diskussion/ Diskussion/ Ingen
analyse af jord /16/
eksempler eksempler eksempler eksempler
Oprydning på forurenede
lokaliteter og tilknyttede
vejledninger /17, 18, 19, 20, 21,
22/
Diskussion Diskussion Diskussion Diskussion Ingen
Arbejder du med jord fra
Københavns Kommune /23/ 2
Anvisning Ikke Anvisning Ingen Ingen
relevant
Vejledning i håndtering af
forurenet jord på Sjælland /24/ 3
Anvisning Ikke Anvisning Ingen Ingen
Krav til grundvandsprøvetagning
relevant
Drikkevandsbekendtgørelsen /12/ Anvisning Ikke
relevant
Ingen Ingen Ingen
Bekendtgørelse om
deponeringsanlæg /25/
Anvisning Ingen Ingen Ingen Ingen
Oprydning på forurenede
lokaliteter og tilknyttede
vejledninger /17, 18, 19, 20, 21,
22/
Diskussion Diskussion Diskussion Diskussion Ingen
Boringskontrol på vandværker /13/ Diskussion Diskussion Ingen Ingen Ingen
I tabellen er anført “ingen“, hvis et emne ikke er berørt, “anvisning“, hvis konkrete krav er
givet, “diskussion“, hvis en fremlæggelse af flere muligheder er hovedindholdet, samt
“eksempler“, hvis der primært er tale om eksempler til oplysning.
Tabel 2.1 Krav til prøvetagning i bekendtgørelser og vejledninger
2 Anvendelses- og områdespecifik vejledning uden generel gyldighed, tilsvarende findes for

Eksempel 2.1 Prioritet af krav til prøvetagning.
“Drikkevandsbekendtgørelsen“ /12/ skal altid følges ved kontrol af drikkevandskvalitet.
Vejledningen om “Boringskontrol på vandværker“ /13/ skal følges, men en ny og bedre
analysemetode end angivet i vejledningen kan for eksempel benyttes. Der kan hentes gode råd
i Teknisk anvisning for grundvandsovervågning /14/. Derimod vil Teknisk Anvisning for
grundvandsovervågning /14/ skulle følges, hvis der arbejdes for
grundvandsovervågningsprogrammet, men resultaterne kan ikke indgå i et vandværks kontrol
efter Drikkevandsbekendtgørelsen /12/, hvis dennes anvisninger ikke også er fulgt.
Yderligere oplysninger om love, bekendtgørelser og vejledninger kan findes på
Retsinformation: www.retsinfo.dk.
2.2 Standarder og standardforslag
For at sikre brug af fælles metoder til prøvetagning (og til analyser) udgiver
Dansk Standard (DS) standarder. Målet for en standard er en så detaljeret og
entydig beskrivelse, at metoden kan benyttes direkte og ens af alle uddannede
til opgaven. Danske Standarder er ofte baseret på standarder udarbejdet af
ekspertgrupper under International Standardization Organization (ISO),
ligesom standarderne ofte via European Committee for Standardization (CEN)
får status af europæiske standarder med pligt til implementering som danske
standarder. For en række internationale standarder gælder, at de endnu ikke er
accepterede som danske DS standarder, men kun foreligger som ISO
standarder, at de eventuelt er udsendt som forslag til danske standarder (DSF),
eller endda kun foreligger som forslag til ISO standarder (ISO/DIS).
Danmark er forpligtet til at benytte CEN standarder, når dette er krævet i den
Europæiske Unions (EU´s) direktiver, samt i øvrigt med mindre væsentlige
forhold taler imod det.
Eksempel 2.2 Eksempel på standardmetoders anvendelighed.
Som et eksempel på behovet for en kritisk vurdering af en ISO standards anvendelighed kan
nævnes, at plast- eller glasflasker med syrekonservering anbefales til vandprøver, der skal
analyseres for adsorberbart organisk halogen (AOX) i standarden for denne analyse. Den
anbefaling kan være anvendelig ved analyse af spildevandsprøver med højt AOX indhold, men
for grundvandsprøver med lavt AOX indhold, højt indhold af bicarbonat og muligvis indhold
af flygtige chlorerede forureninger kan resultatet være betydelige tab af de stoffer, der
analyseres for. Tabene kan opstå ved adsorption til plastoverflader og ved fordampning af
flygtige stoffer som følge af afgasning af carbonater efter syretilsætning.
Standardernes anvisninger skal altså altid vurderes nøje i forhold til den konkrete anvendelse.
8

Det skal i anvendelsen af standarder huskes, at standarder udarbejdes af
ulønnede ekspertgrupper. Sammensætningen af den enkelte ekspertgruppe er
afgørende for, om alle aspekter er medtaget i udarbejdelsen, se dette illustreret i
eksempel 2.2. Sagt på en anden måde må standarder ikke bruges ukritisk.
De foreliggende standarder inden for prøvetagning af jord og grundvand bærer
præg af, at der under udarbejdelsen ikke er nået enighed om konkrete
anvisninger af metoder blandt de mange mulige. Derfor kan standarderne ikke
benyttes direkte som forskrift for prøvetagning, men i en række af standarderne
kan findes gode oversigter og huskelister, se oversigten i bilag 1. Der er udover
standarderne i bilag 1 igangsat forarbejdet til en standard for opbevaring af
jordprøver /26/.
Standarder kan suppleres med beskrivelser af fremgangsmåder, standard
operating procedures (SOP), i reglen udarbejdet af den enhed, som står for
selve prøvetagningsarbejdet. En veludarbejdet SOP er, sammenlignet med
håndbøger og informationsblade, egnet til direkte anvendelse i planlægning og
udførelse af prøvetagning, sammenlign for eksempel en US EPA SOP for
prøvetagning med lille pumpehastighed fra filtersatte boringer /27/ med det
tilsvarende informationsblad /28/. Andre SOPer er generelle og diskuterende,
se for eksempel SOP´en udarbejdet af US EPA for prøvetagning fra
grundvandsboringer /29/ og en samling af SOP´er udarbejdet af et privat firma
til kurser i prøvetagning /30/.
Yderligere oplysninger om standarder kan findes på internettet:
DS: www.ds.dk
ISO: www.iso.ch
CEN: www.cenorm.be
2.3 Håndbøger og anbefalinger
I forbindelse med Lossepladsprojektet blev der udarbejdet oversigter over
metoder til prøvetagning af jord og grundvand /4, 5, 31/. Oversigterne
opsummerede og diskuterede indgående boremetoder, boringsudbygning,
metoder til prøvetagning, prøveefterbehandling og prøvetagningskvalitet og
samlede oplysningerne til anbefalede fremgangsmåder. Generelt havde
prøvetagning betydelig opmærksomhed i perioden op til cirka 1990, hvorfra
der derfor foreligger en række yderligere håndbøger, lærebøger og
videnskabelige artikler om metoder og afprøvning af metoder, se eksempel 2.3.
I bilag 2 er udvalgt en række håndbøger og samlinger af anbefalinger udgivet
senere end 1990.
En række af disse håndbøger og samlinger af anbefalinger er tilgængelige i
fuld tekst på internettet, i reglen gratis, men i nogen tilfælde (f.eks.: NTIS)
imod betaling, se eksempel 2.4. Egentlige søgninger efter den videnskabelige
9

litteratur kan ligeledes imod betaling gennemføres af biblioteker som DTV.
Alternativt kan søgning udføres direkte on-line på for eksempel STNEasy, der
giver adgang til de vigtigste elektroniske databaser for videnskabelig
litteratur, herunder for eksempel Chemical Abstracts, der indekserer (dvs.:
samler abstracts fra og referencer til) de fleste internationale tidsskrifter af
betydning for miljø og kemi.
Eksempel 2.3 Eksempler på supplerende litteratur, håndbøger og vejledninger.
Type Eksempler på informationer og/eller
anvendelse
Videnskabelige artikler Nye prøvetagningsmetoder, sammenligning af
Referater fra US EPA periodiske workshops
om prøvetagningsemner
10
metoder, anvendelse af en konkret metode
Synspunkter og diskussioner om metoder og
anvendelighed, men i reglen ikke egentlige,
fælles, accepterede anvisninger
AVJ udgivelser Opsummering af prøvetagning i forbindelse
med amternes registreringsundersøgelser i
branchebeskrivelserne og en opsummering af
amternes praksis med hensyn til prøvetagning
/3/
Ældre håndbøger For eksempel ”Practical guide for groundwater
sampling” /32/, med diskussion af
grundvandsprøvetagning, oversigter over
metoders anvendelighed og særligt med
baggrunden for den nuværende praksis.
Eksempel 2.4 Eksempler på information om prøvetagning på internettet.
Udgiver Adresse på internettet
Miljøstyrelsen www.mst.dk
LIX Databasen www.avjinfo.dk
Den amerikanske miljøstyrelse, US
EPA
Den amerikanske geologiske
undersøgelse, USGS
Den amerikanske nationale
informationsservice, NTIS
Danmarks Tekniske Videncenter,
DTV
Scientific & Technical Information
Network, STNEasy
www.epa.gov
oversigt om prøvetagning:
www.epa.gov/swerust1/cat/monitor.htm
www.usgs.gov
håndbogssamling om grundvandsprøvetagning:
http://water.usgs.gov/pubs/twri/index.html
www.ntis.gov
www.dtv.dk
stneasy.fiz-karlsruhe.de/html/english/login1.html.

3. Krav til arbejdsmiljø ved prøvetagning
I undersøgelser af jord- og grundvandsforurening, for eksempel borearbejde og
prøvetagning, gælder de almindelige regler i arbejdsmiljøloven /33/, samt en
række konkrete regler for ansvarsfordeling, arbejde med kemiske stoffer og
sikkerhedsforanstaltninger i øvrigt.
3.1 Ansvarsfordeling
I arbejdsmiljøloven /33/ er det centrale princip arbejdsgiverens (og de ansatte
arbejdslederes) pligt til at sikre, at arbejdet kan udføres sikkerheds- og
sundhedsmæssigt fuldt forsvarligt. Arbejdsgiveren (entreprenør, borefirma
m.v.) har altså under alle omstændigheder et selvstændigt ansvar for
arbejdsmiljøet, men der opereres tillige med en række særlige ansvar, se tabel
3.1:
• Bygherreansvar.
• Udbyders ansvar.
• Projekterendes eller rådgivers ansvar.
Fordelingen af ansvaret for arbejdsmiljøet ved aktiviteter med mange involverede
instanser er beskrevet med udgangspunkt i forholdene i bygge- og
anlægsbranchen, tabel 3.1. Om og hvordan undersøgelser og afværge af jord-
og grundvandsforurening er omfattet af de specielle regler i denne branche, er
ikke klart angivet. Det skal desuden bemærkes, at i en undersøgelse på en
forurenet grund kan prøvetagning af jord foregå ved etablering af
undersøgelsesgrave, og her bliver afgrænsningen imellem prøvetagning og et
bygge-/anlægsarbejde endnu vanskeligere.
Den internationale arbejdsorganisation (ILO) har i en konvention /39/ ratificeret
af Danmark foreskrevet, at hvis 2 eller flere arbejdsgivere udfører samtidigt
arbejde på en byggeplads, vil en hovedentrepenør eller en anden med
faktisk kontrol over og ansvar for de samlede aktiviteter være ansvarlig for
koordinering af sikkerhedsarbejdet på pladsen. Konventionen vil i praksis
betyde en stramning af ansvaret hos enten rådgiver, entreprenør eller bygherre,
afhængigt af den faktiske rollefordeling, men den er ikke i overensstemmelse
med de danske regler på området, se tabel 3.1.
En plan for sikkerhed og sundhed (normalt en del af bygherreansvar og kun
krævet, når dette er aktiveret) skal altid udarbejdes, hvis arbejdet indebærer
særlige farer /38/. Det defineres blandt andet at være tilfældet, hvis medarbejderne
udsættes for stoffer og materialer, som udgør en særlig fare for sikkerhed
og sundhed eller er underlagt sundhedskontrol. Der skal altså altid udarbejdes
plan for sikkerhed og sundhed, hvis der benyttes eller er risiko for frigivelse
af farlige stoffer, se næste afsnit.
11

Ansvarlig Gyldighedsområde Forudsætninger Omfang LovgrundlagArbejds-
Generelt. Ingen. Objektivt ansvar for arbejdsmiljøet og samarbejdet med /33/
giver
ansatte herom hos arbejdsgiver og dennes ansatte ledere.
Mere end 5 ansatte. Sikkerhedsorganisation skal oprettes.
Underlagt bygherreansvar. Se bygherreansvar. Information af andre arbejdsgivere og bygherre om /34, 35/
forhold af betydning for arbejdsmiljøet.
Bygherre Bygge- og anlægsopgaver defineret som: opførelse Mere end 10 personer og mere end 2 Overordnet ansvar for koordinering af sikkerheds-
og ændringer af bygninger, veje, tunneler, broer, arbejdsgivere involveret.
arbejdet. Udpegning af koordinator og udarbejdelse af
havne og lignende.
plan for sikkerhed og sundhed
Grave-, jord-, nedbrydnings-, demonterings- og
reparationsarbejde i forbindelse med ovennævnte.
Rør- og kabellægning.
1 /34/
ved arbejdets udførelse.
Forventet varighed over 30 arbejdsdage Anmeldelse til Arbejdstilsynet inden arbejdet startes. /34/
og mindst 20 ansatte beskæftiget
samtidigt, eller arbejdsmængde
overstiger 500 manddage.
Udbyder Offentlig udbyder af opgaver inden for bygge- og Opgave større end 1 million kroner Pligt til i udbudsmaterialet at tage hensyn til sikkerheden /36/
anlægsområdet.
eksklusive moms.
og sundheden ved opgavens udførelse.
Udbudsmaterialet med alle væsentlige oplysninger om
opgavens arbejdsmiljøforhold, så de kan indarbejdes i
tilbud.
/37/
I realiteten samme ansvar for projekterende og rådgiver.
Ingen. Pligt til at informere bygherren om risici, afhjælpende
foranstaltninger og forpligtelser efter arbejdsmiljøloven.
Ansvar for, at arbejdsmiljøregler kan overholdes under
arbejdet med et leveret projekt, også for underleverandørers
arbejde.
Ansvar for ikke at foreskrive anvendelse af et farligt stof
eller materiale, hvis der lige så godt kunne være anvendt
et andet og mindre farligt stof.
Bygge- og anlægsopgaver defineret som: opførelse,
ændring og nedrivning af bygge- og anlægsarbejder,
samt produktionsanlæg.
Indretning, ændring og fjernelse af teknisk hjælpemiddel.
Fremstilling, anvendelse eller ændring af farlige
stoffer og materialer eller processer, hvor sådanne
kan opstå.
Projekterende
og
rådgiver
1 : Planen for sikkerhed og sundhed skal indeholde identifikation af risici og fastlæggelse af sikkerhedsforanstaltninger.
Tabel 3.1 Opsummering af reglerne for fordeling af ansvar for arbejdsmiljø.
12

Det vurderes samlet, at afværgeforanstaltninger som hovedregel vil være
omfattet af reglerne for bygherreansvar og for projekterendes/rådgivers
ansvar, hvis disse reglers forudsætninger om omfang m.v. er opfyldt.
Borearbejde og prøvetagning vil i reglen ikke være omfattet. Hvis arbejdet ikke
betragtes som bygge- og anlægsarbejde, kan det være omfattet af reglerne for
udbyders arbejdsmiljøansvar, hvis disse reglers forudsætninger om omfang
m.v. er opfyldt. Miljøstyrelsen har for jord- og grundvandsområdet beskrevet
fordelingen af sikkerhedsansvar og -opgaver, se eksempel 3.1.
Eksempel 3.1 Fordeling af sikkerhedsansvar og -opgaver ved jord- og
grundvandsarbejde efter danske vejledninger for jord- og
grundvandsområdet.
Den praktiske udmøntning af ansvars- og opgavefordelingen i forbindelse med
afværgeforanstaltninger er beskrevet for oprydning på forurenede lokaliteter /17/, i
forbindelse med prøvetagning af jord /16/ og generelt for jord- og grundvandsprojekter /40/:
• Projekterende/rådgiver beskriver risici, herunder art, koncentration og udbredelse af
forurening, og krav til arbejdets sikkerhedsmæssigt forsvarlige udførelse.
• Entreprenøren udarbejder en plan for sikkerhed og sundhed på pladsen.
• Planen forlægges for Arbejdstilsynet senest 1 uge før arbejdets start.
• Bygherren er ansvarlig for egne medarbejderes arbejdsmiljø.
• Bygherre har ansvar for formidling af risici og nødvendige foranstaltninger, hvis
ansvaret ikke er udlagt til rådgiver/projekterende.
• Ansvaret for planen for sikkerhed og sundhed overflyttes til bygherren, såfremt to eller
flere arbejdsgivere har 10 eller flere medarbejdere beskæftiget med arbejdet.
• Opgaver med mere end 30 arbejdsdage og mindst 20 medarbejdere eller med mere end
500 manddage skal indberettes til Arbejdstilsynet, men det anbefales altid at foretage
indberetning.
3.2 Arbejde med kemiske stoffer
De særlige regler for arbejde med kemiske stoffer gælder inden for denne
håndbogs område den direkte brug af stoffer i forbindelse med prøvekonservering
og feltanalyser, som kan opfattes som ”fremstilling eller anvendelse” af
kemiske stoffer /33/. Hvorvidt reglerne gælder den indirekte ”anvendelse” af
kemiske stoffer under prøvetagningsarbejde, hvor der er kontakt med stofferne
som forureninger, kan ikke læses af lovbekendtgørelsen /33/ og fremgår ikke af
Arbejdstilsynets meddelelser om arbejde med stoffer og materialer /41, 42, 43/,
og ikke af de bagved liggende bekendtgørelser /44, 45, 46, 47/.
I arbejdet med kemiske stoffer skal indgå en planlægning til at sikre /33/, at:
• Unødvendig brug af farlige stoffer undgås.
13

• Nødvendig brug af farlige stoffer udføres med fornødne
sikkerhedsforanstaltninger.
• Affald kan bortskaffes forsvarligt.
• Forholdsregler ved et uheld foreligger.
Farlige stoffer defineres her som stoffer /42/, der:
• Skal klassificeres efter Miljøministeriets regler.
• Er på Arbejdstilsynets liste over grænseværdier.
• Er vurderet som farlige af Arbejdstilsynet i øvrigt.
Mange af de stoffer, som benyttes til feltanalyser og prøvekonservering, vil
være omfattet af definitionen af farlige stoffer. Ligeledes vil mange
forureninger fra jord- og grundvandsundersøgelser, være omfattet af reglerne.
Ved arbejde med farlige stoffer skal medarbejderne have udleveret en arbejdspladsbrugsanvisning
udarbejdet af arbejdsgiveren i samarbejde med sikkerhedsorganisationen
/42/. Som forlæg benyttes leverandørbrugsanvisninger
udarbejdet og leveret af kemikalieleverandøren. Farlige stoffer skal endvidere
mærkes /43/ efter et relativt kompliceret regelsæt /48/. Til indhentning af
oplysninger om farlige stoffer kan især henvises til listen over farlige stoffer
/49/, som giver oplysninger om farlighed og klassificering for en meget lang
liste af erkendt farlige stoffer.
En egentlig gennemgang af reglerne for arbejde med kemiske stoffer ligger
uden for rammerne af denne håndbog. Der kan henvises til den angivne
litteratur, ligesom der kan søges råd og vejledning hos analyselaboratorier,
rådgivere på området, samt Arbejdstilsynet. For de vigtigste områder med
kontakt med farlige stoffer i forbindelse med jord- og grundvandsundersøgelser
er i det følgende givet nogle praktiske oplysninger og forslag.
3.2.1 Farlige stoffer og konservering af prøver i felten
Konservering af prøver i felten foretages normalt efter analyselaboratoriets
forskrift, som bør indeholde nødvendige sikkerhedsforanstaltninger. Arbejdspladsbrugsanvisninger
bør stilles til rådighed af laboratoriet, men en mindre
tilpasning til den aktuelle anvendelse er dog krævet. De krævede ændringer
gælder for eksempel konkret brug af stofferne, anvendelsessted, placering af
nødforanstaltninger og bortskaffelse af affald, og de fremgår direkte af og kan
indføres i brugsanvisningerne. Nødvendige værnemidler (f.eks. handsker,
beskyttelsesbriller) og nødforanstaltninger (f.eks. øjenskylleflaske, brandslukker)
kan anskaffes efter råd fra laboratoriet.
3.2.2 Farlige stoffer og feltanalyser
Både egentlige feltanalyser (ikke generelt anbefalet i denne håndbog) og brug
af on-line udstyr til feltanalyse kan medføre brug af kemikalier, hvortil vejled-
14

ninger i anvendelse og sikkerhed, samt kemikaliebrugsanvisninger skal være til
rådighed og dermed udarbejdes til formålet. Hvis et analyselaboratorium ikke
er involveret i arbejdet, vil arbejdsgiveren (myndighed, rådgiver eller anden
udførende) selv skulle fremstille disse vejledninger og brugsanvisninger.
3.2.3 Farlige stoffer som en del af forureningen
For kontakt med kemiske stoffer, som er en del af forureningen, vil behovet for
at følge regelsættet for arbejde med kemiske stoffer afhænge af forureningens
art og omfang. Vurderingen af behovet kompliceres af, at forureningens art og
omfang i følge sagens natur ofte ikke er kendt i undersøgelsesfasen. Det
nødvendiggør, at der arbejdes efter et basisregelsæt, når forureningens art og
omfang ikke kendes, samt at dette regelsæt tilpasses den enkelte undersøgelse i
takt med, at den nødvendige viden hertil opnås, se eksempel 3.2 og 3.3.
3.3 Sikkerhedsforanstaltninger
Arbejdstilsynet har udarbejdet en vejledning om arbejde i forurenet jord /50/,
der indskærper arbejdsgiverens pligt til at informere medarbejderne om risici
og sikkerhedsforanstaltninger samt til at føre tilsyn med overholdelsen af
foranstaltningerne. De mulige foranstaltninger beskrives (tekniske
hjælpemidler, værnemidler/arbejdstøj, skur- og vaskeforhold, hygiejne) og
fordres inddraget i planlægningen af arbejdet. Vejledningen synes primært
rettet imod arbejde, der omfatter graveaktiviteter.
Med hensyn til kravet i eksempel 3.2 om 2 personer til udførelse af prøvetagning
skal bemærkes, at et arbejde, der er særligt farligt udført alene, efter
arbejdsmiljølovgivningen ikke må foregå som alenearbejde /46/. I analyselaboratorier
tolkes dette ofte således, at alenearbejde med (farlige) laboratorieopgaver
principielt ikke må foregå. Både laboratorielignende arbejde med
ætsende og giftige stoffer (den slags benyttes i mange tilfælde til konservering
af prøver og til feltanalyser), og arbejde med tungt eller farligt udstyr har en
karakter, så det kan være særligt farligt udført som alenearbejde. Derfor bør det
under planlægningen overvejes, om sådant arbejde er så farligt, at det ikke må
udføres som alenearbejde.
Med hensyn til kravene om personlige værnemidler i eksempel 3.2 kan det
nævnes, at det i den danske vejledning i prøvetagning af jord anføres /16/:
• Medarbejdere bør som minimum være iført arbejdsdragt, arbejdshandsker,
sikkerhedsstøvler og –hjelm, samt åndedrætsværn.
Opmærksomheden skal særligt henledes særligt på:
• Giftige gasser (f.eks. svovlbrinte) i brønde og udgravninger (indsats:
udluftning, friskluftforsyning og/eller advarselsdetektorer).
15

Eksempel 3.2 Standarders forslag til sikring af arbejdsmiljø ved jord- og
grundvandsarbejde.
Den internationale standard for sikkerhed ved prøvetagning af jord /51/, samt standarder for
prøvetagning af jord og grundvand /52, 53, 54/ foreslår at sikre arbejdsmiljøet under
prøvetagning ved en række forholdsregler:
• Der udarbejdes en generel sikkerhedspolitik hos arbejdsgiveren.
• Prøvetagere sikres fornøden uddannelse og information.
• I den indledende undersøgelse (historik) identificeres risikoen for at møde farlige
kemiske stoffer og behovet for ekstra sikkerhedsforanstaltninger identificeres (liste med
forslag er givet i standarden).
• Prøvetagning udføres altid af mindst 2 personer, der er udstyret med arbejdstøj,
kemikalieresistente støvler, handsker og kommunikationsudstyr (telefon).
• Prøvetagerne er informeret om resultaterne fra de indledende undersøgelser, samt
specielt om placeringen af underjordiske tanke, rør- og ledningsføringer, kældre m.v.
• Efter prøvetagning skal arbejdstøj, støvler og handsker sendes til rengøring, og der skal
være mulighed for personlig hygiejne (vask).
• Prøveemballage og udstyr skal være rengjort for udvendigt prøvemateriale, inden det
fjernes fra grunden.
• Forurenet materiale skal fjernes forsvarligt.
• Regelmæssige helbredscheck gennemføres for prøvetagere og specifikt efter undersøgelser
på grunde stærkt forurenede med særligt farlige stoffer.
Den amerikanske geologiske undersøgelse har udgivet en detaljeret sikkerhedsforskrift
for prøvetagning af grundvand, som kan være nyttig at konsultere for
konkrete procedurer og forholdsregler /55/. I de fleste andre håndbøger i prøvetagning
indgår sikkerhed og arbejdsmiljø ikke.
Behovet for sikkerhedsforanstaltninger er fuldstændigt afhængigt af forureningssituation,
fysiske og geologiske forhold og undersøgelsernes art og
udførelse. Det er derfor ikke muligt at give en generel anvisning på nødvendige
og tilstrækkelige sikkerhedsforanstaltninger og ansvarsfordelingen herfor.
Udgangspunktet for planlægningen af arbejdsmiljøet ved en jord- og grundvandsundersøgelse
kan være reglerne for arbejde med farlige stoffer, afsnit 3.2,
samt de præsenterede eksempler på opgavefordeling, eksempel 3.1, og
sikkerhedsforanstaltninger, eksempel 3.2. Et konkret eksempel på sikkerhedsarbejde/sikring
af arbejdsmiljøet ved en prøvetagning er givet i eksempel 3.3.
Elementer, der kræver særlig forsigtighed og hensyn til arbejdsmiljøet under
planlægning af prøvetagning, er:
• Der benyttes kemikalier til konservering af prøver eller ved feltanalyser.
• Forureningen omfatter giftige stoffer.
• Forureningen omfatter separat fase eller på anden måde høje
koncentrationer af forureninger.
• Der benyttes farligt udstyr.
• De fysiske forhold på undersøgelsesstedet er farlige.
16

Eksempel 3.3 Eksempel på sikring af arbejdsmiljøet ved en prøvetagning.
En industrigrund er forurenet med det chlorerede opløsningsmiddel trichlorethylen, som har
været benyttet i store kar til affedtning af metalemner. Karrene har været placeret uden for
bygningerne, hvor der også har været placeret overjordiske tanke til opbevaring af
trichlorethylen. Der er mistanke om spild fra kar, men også om udsivning fra tankene og om
spild fra tankvogne. Der ønskes nu gennemført en første orienterende undersøgelse af
jordforureningen på grunden. Der skal udtages jordprøver til analyse, samt indhentes
yderligere information om jordlagene og geologien i de øverste 5 m. Undersøgelserne udføres
af et rådgivende ingeniørfirma ved hjælp af en rig med snegl og borerør. Sikring af
arbejdsmiljøet skal planlægges for denne undersøgelse.
Ansvaret for arbejdsmiljøet ligger ikke hos bygherren, men hos rådgiveren og borefirmaet
(måske er der tale om bygge- og anlægsarbejde, der er 2 arbejdsgivere involveret, men der er
mindre end 10 medarbejdere på pladsen). Rådgiveren har pligt til at informere borefirmaet
om risici og nødvendige forholdsregler, samt til at planlægge undersøgelsen, så risici minimeres
(rådgiveransvar). Der skal udarbejdes en plan for sikkerhed og sundhed under arbejdet
(trichlorethylen er et farligt stof og kan måske optræde i separat fase), men arbejdet skal ikke
anmeldes til Arbejdstilsynet (omfanget er under 30 arbejdsdage/20 medarbejdere eller 500
mandarbejdsdage). Rådgiveren udarbejder planen for sikkerhed og sundhed for at opfylde sin
informationspligt, selvom ansvaret formodentlig ligger hos borefirmaet (arbejdsgiveren,
bygherreforpligtelse ikke aktiveret som beskrevet ovenfor).
Rådgiveren gennemgår grundens historik, identificerer kemikalier, der kan mødes (trichlorethylen),
og udfærdiger en plan over grunden med angivelse af placering af rørføring, kabler,
kloaker, underjordiske tanke m.m. Der udarbejdes en arbejdsplan for selve undersøgelsen.
Rådgiveren udarbejder en sikkerhedsmappe med udgangspunkt i en fast skabelon og
omfattende:
• Krav om værnemidler (arbejdstøj, hjelm og sikkerhedssko).
• Adgang til hygiejne (vaskefad, sæbe, vanddunk i rådgiverens bil).
• Beskrivelse af grunden og forureningen, samt planen over rør og ledninger m.m.
• Kemikaliebrugsanvisning for trichlorethylen udfyldt med standardoplysninger om
forholdsregler, bortskaffelse m.v.
• Instruktion om brug af værnemidler, hygiejne, bortskaffelse af overskudsjord, rengøring
af værnemidler, forholdsregler ved uheld og rengøring af prøvebeholdere inden
videresendelse til laboratoriet.
• Beskrivelse af særlige forholdsregler, hvis separat fase trichlorethylen findes (brug af
handsker og åndedrætsværn ved håndtering af jord).
Rådgiveren forsyner borefirmaet med arbejdsplan og sikkerhedsmappe, hvorefter borefirmaet
har ansvaret for egne medarbejderes sikkerhed under arbejdet (arbejdsgiveransvar).
I den bil, der benyttes til arbejdet, findes faste nødforanstaltninger (brandslukker, brandtæppe,
øjenskylleflaske), samt instruktion i brug af relevant feltmetode (farvning af jordprøver
med Sudan rødt), kemikaliebrugsanvisning for benyttede kemikalier, værnemidler til
laboratorielignende opgaver (briller) og beskrivelse af nødvendige sikkerhedsforanstaltninger.
Prøvetagningsarbejdet udføres af 1 medarbejder fra rådgiveren forsynet med mobiltelefon til
eventuelt nødopkald, assisteret af de 2 medarbejdere fra borefirmaet, der betjener riggen.
17

4. Jordlag, geologi og grundvand
En vellykket prøvetagning af både jord og grundvand kræver et indgående
kendskab til den naturlige og kulturpåvirkede jordbund, geologi og grundvandskemi
i undersøgelsesområdet. Som referenceramme for håndbogen er i
de følgende afsnit givet illustrative eksempler, mens mere indgående viden om
jordbund, geologi og grundvandskemi i Danmark må hentes i lærebøger, kortmateriale,
rapporter og faglige tidsskrifter.
Beskrivelsen af jord, geologi og grundvand vil typisk have form som en jordbundsprofil
for selve jordlagene (øverste ½-1 m), en geologisk profil med en
beskrivelse af de underliggende lags geologi, samt en grundvandskemisk profil
med en beskrivelse af generel grundvandskemi og oftest også af forureningers
fordeling i grundvandsmagasinet. På den geologiske profil indtegnes i reglen
grundvandsspejlet, og den indeholder dermed i realiteten også en foreløbig
hydrogeologisk ”model”.
Fordelingen af forureninger i jord og grundvand afspejler dels de naturlige
jordbundsmæssige, geologiske og grundvandskemiske variationer, dels de
forskellige egenskaber og processer for forureningerne.
4.1 Jordbundsprofiler
Både organiske forureninger og tungmetaller bindes til jordens partikler og
kan udfælde og forekomme naturligt i jorden. Fordelingen af forureningerne i
jorden er afhængig af stoffernes egenskaber og af jordens egenskaber: tekstur,
indhold af organisk stof, mineralindhold, pH, ionbytningskapacitet og
redoxforhold. Den naturlige udvikling af jordbundsprofiler betyder, at jorden
kan have forskellige egenskaber i forskellig dybde og dermed i forskelligt
omfang vil påvirke forureningens fordeling ned igennem jorden. Udviklingen
af jordbundsprofiler med forskellige lag (horisonter) er betinget af det
geologiske udgangsmateriale kombineret med jordbundens processer som
forsuring, stofomsætning og udvaskning.
I byer og i andre bebyggede områder kan den oprindelige jordbund være helt
erstattet med kultursamfundets efterladenskaber. Jordlagene kan her være
domineret af fyld, bygningsrester, opbrudt beton, asfalt og træværk. Borearbejde
og jordprøvetagning bliver særligt vanskelig på sådanne grunde, ligesom
variabiliteten eller inhomogeniteten kan blive meget stor.
På hedesletterne og i andre sandede områder, det vil primært sige i Jylland vest
for Hovedopholdslinien og uden for bakkeøerne, er der på de sandede jorder og
særligt under nåleskov og hedelyng udviklet tydelige lagdelte jordbundsprofiler,
såkaldte podsoller, figur 4.1. I den viste podsolprofil findes øverst et
lag organisk stof (O horisonten), som for eksempel grannåle, derunder
19

udvaskningshorisonter (A og E horisonter), hvor kalk, ler og jern er vasket ud.
Længere nede optræder udfældningshorisonter (B horisonter), hvor jern,
aluminium og organisk stof er genudfældet lag for lag og endnu længere nede
det oprindelige geologiske materiale (C horisont). I en podsoljord vil der være
store naturlige, vertikale variationer i jordens indhold af organisk stof og
metaller som jern, mangan og aluminium (vist for total kulstof og jern i figur
4.1), ligesom der normalt vil være store vertikale variationer i porevandets
sammensætning. Podsoludviklingen er normalt mindre udtalt under løvskov og
opbrudt under dyrket land.
Tungmetaller og apolære forureninger som PAH vil have en tendens til at
opkoncentreres i lag med højt indhold af organisk stof og jernoxider, altså
typisk i den øverste udfældningshorisont, som populært kaldes al laget eller
humusudfældningslaget, mere korrekt den spodiske horisont Bh. Apolære
organiske forureninger vil endvidere i et vist omfang blive tilbageholdt i de
øverste lag med meget organisk stof, O og A horisonterne.
Organisk lag O
Udvaskningshorisonter
A/E
Udfældningshorisonter
B
Oprindeligt
geologisk
materiale C
(sand)
Ekstraherbart
jern normeret
til højeste værdi
Total kulstof
normeret til
højeste værdi
0% 100%
Ekstraherbart jern og total kulstof er vist i % af den højeste værdi målt i profilet
Figur 4.1 Podsolprofil til cirka 2,5 m.u.t. fra Klosterhede, Nordvestjylland
/56/.
Podsolprofiler er normalt ikke udviklet i samme grad i morænelandskabet i
Østdanmark. Det skyldes jordens høje indhold af ler og ofte også af kalk, der
gør, at jordene forsures meget langsommere end sandjordene i Vestjylland.
I figur 4.2 er vist en typisk jordbundsprofil for en lerjordsprofil på kalkholdig
moræneler, som det ofte ses i Østjylland og på Øerne. Der vil stadig være en
vertikal variation i jordbundskemien, men variationen vil være mindre end i
podsollen. Den typiske lerjordsprofil er kendetegnet ved, at indholdet af organisk
stof er størst i pløjelaget. De øverste lag er udvasket for kalk (lav total
kulstof i figur 4.2), mens den underliggende moræne indeholder fra få og op til
20

30 % kalk (højt total kulstof). Leret er ofte udvasket fra de øverste lag, men er
typisk udfældet igen dybere i profilen, hvor der er dannet en lerrig horisont
kaldet lerudfældningshorisonten eller mere korrekt den argilliske horisont, Bt. I
større dybde findes det oprindelige materiale.
Ekstraherbart jern og total kulstof er vist i % af den højeste værdi målt i profilet
Figur 4.2 Brunjordsprofil til cirka 2 m.u.t. fra Vemmedrup, Østsjælland
/56/.
Planlægning, gennemførelse og resultatfortolkning for en jordprøvetagning
skal inddrage disse naturlige og kulturbetingede variationer i jordprofiler. Det
anbefales, at der i forbindelse med etablering af en geologisk model for en
undersøgelse tilsvarende opstilles en jordbundsmodel, der inddrager de store
naturlige, vertikale variationer i jordbundskemien. Opstilling af en jordbundsmodel
er dog ikke relevant på grunde, der domineres af fyld og andre kulturlag,
men derimod f.eks. ved kortlægning af tungmetalbelastning i det åbne land.
4.2 Geologiske profiler
Det oprindelige geologiske materiale under jordbunden beskrives bedst i form
af geologiske profiler, der giver et billede af lagfølgen, boringer i området og
grundvandsspejl.
Det ligger uden for denne håndbogs rammer at give en oversigt over den meget
varierende danske geologi, men i figurerne 4.3 til 4.5 er præsenteret 3 typiske
geologiske scenarier: terrænnært sandmagasin typisk for hedesletten i
Vestjylland, et magasin i smeltevandssand under moræneler, hyppigt på
Nordøstsjælland og i Østjylland, og et magasin i kalk dækket af moræneler,
også hyppigt på Øerne og i Østjylland.
21
Pløje lag Ap
Udvaskningshorisont
E
Udfældningshorisont
B
Oprindeligt
geologisk
materiale C
(kalkholdig
moræneler)
Lerindhold
normeret
til højeste
værdi
Total kulstof
normeret til
højeste værdi
0% 100%

Enhver undersøgelse af jord- og grundvandsforurening omfatter indhentning
eller opstilling af en foreløbig geologisk model. Modellen er en forudsætning
for meningsfyldt planlægning af prøvetagning fra placering af boringer over
prøvetagningsteknik til valg af forpumpnings- og prøvetagningsmetode. Data
til den foreløbige geologiske model kan være amternes vandindvindingsplaner
og kortlægninger af sårbarhed, geologiske og hydrogeologiske basisdatakort,
geologiske beskrivelser fra eksempelvis Danmarks og Grønlands Geologiske
undersøgelser (GEUS), samt brøndborers og geologers beskrivelse af de
enkelte boringer, som de kan findes i boredataarkivet på GEUS.
Geologisk profil tegnet udfra oplysninger om (vandforsynings)boringer fra GEUS database.
Boringens DGU nummer bør anføres over hver boring, således at oplysningerne bag profilen
let kan genfindes.
Figur 4.3 Geologisk profil af sandmagasin med frit vandspejl.
De historiske oplysninger om grundvandsspejlet vil i reglen blive benyttet til at
opstille en foreløbig hydrogeologisk ”model”, der benyttes i planlægningen af
undersøgelsen, herunder eventuel prøvetagning af grundvand. Den foreløbige
22
Smeltevands-
sand eller
miocænt
sand
Filterinterval
Miocænt glimmerler
DGU nr.
Vandspejl
Muld

hydrogeologiske model vil være baseret på oplysninger fra potentialekort og
borejournaler.
Figur 4.4 Geologisk profil af primært magasin i smeltevandssand med
morænelersdække og et sekundært magasin i morænegrus.
23
Smeltevandssand
Morænegrus
Moræneler
Muld
Vandspejl
Filterinterval

Danien kalk
Vandspejl
Figur 4.5 Geologisk profil af kalkmagasin med morænlersdække.
4.3 Grundvandskemiske profiler
Filterinterval
Den kemiske sammensætning af grundvandet varierer, ofte også inden for det
samme grundvandsmagasin. Naturlige variationer kan skyldes forskellig
sammensætning af nedbøren, forskellig opholdstid i magasinet, forskelle i jord-
og sedimentlags påvirkning af grundvandet og processer i selve magasinet.
Tilsvarende vil forureningspåvirkning af grundvandet og efterfølgende
processer kunne medføre variationer i grundvandets sammensætning. En
detaljeret gennemgang af naturlig grundvands- og geokemi, samt af grundvandets
forureningskemi ligger uden for denne håndbogs område, men i
figurerne 4.6 - 4.8 er givet typiske grundvandskemiske scenarier, og i eksemplerne
7.1 - 7.5 vises eksempler på variabilitet i grundvandskvalitet.
Enhver undersøgelse af grundvandsforurening omfatter indhentning eller
opstilling af en foreløbig grundvandskemisk model som en forudsætning for
meningsfyldt planlægning af prøvetagning og fortolkning af opnåede resultater.
Den grundvandskemiske model er typisk baseret på amternes vandindvindings-
24
Moræneler
Muld
Smeltevandssand

planer og kortlægninger af sårbarhed, grundvandskemiske basisdatakort,
grundvands- og geokemiske beskrivelser fra eksempelvis Danmarks og
Grønlands Geologiske undersøgelser (GEUS), samt analyseresultater opnået i
forbindelse med etablering af boringer fra brøndborers indberetning, som de
kan findes i boredataarkivet på GEUS. For et sekundært grundvandsmagasin
kan den foreløbige grundvandskemiske model være umulig at opstille, idet der
typisk ikke på forhånd foreligger oplysninger.
Figur 4.6 Grundvandskemisk profil i magasin med frit vandspejl og forbrug
af ilt og nitrat ved infiltrerende vands passage igennem pyritlag,
efter /57/.
Figur 4.7 Grundvandskemisk profil i magasin med saltvandsindtrængen,
efter /58/.
25
10 mg O 2 /L
60 mg NO 3 - /L

Figur 4.8 Grundvandskemisk profil i magasin med lossepladsfane, efter
/59/, ikke alle redoxzoner indtegnet.
4.4 Fordeling af forureninger i jorden
En forurening fordeler sig inhomogent i jorden som følge af jordens heterogenitet
og effekten af forureningens egenskaber, kilder og udvikling.
Jordforurening forårsaget af diffust atmosfærisk nedfald fordeler sig jævnt
horisontalt over jordoverfladen, men aftager normalt med dybden (vertikalt).
Andre diffuse kilder kan give større variabilitet, f.eks. tilfældige spild igennem
tiden, spredt udsivning fra underjordiske installationer samt deponering eller
udlægning af et forurenet medie.
For punktkilder, f.eks. ved lækage fra en underjordisk tank, spild på
jordoverfladen eller deponering af forurenet jord, vil den umiddelbare
spredning afhænge af:
• Jordarten:
○ Permeabilitet, dvs. jordens evne til at tillade nedsivning af en væske
igennem porer eller i sprækker og revner.
26
Losseplads
Methanogent
>1 mg CH 4 /L
Jernreducerende
>1,5 mg Fe ++ /L
Iltholdigt
>1 mg O 2/L
Nitratreducerende

○ Sammensætning og egenskaber (ler, sand, kalk, indhold af organisk
stof, jern- og manganoxider, redoxforhold, kationbytningskapacitet,
pH); dvs. evnen til at binde forurening ved sorption eller ved
udfældning.
• Forureningskomponenter:
○ Stoffernes fysisk-kemiske egenskaber, herunder vandopløselighed
(udvaskning), fordelingskoefficient mellem vand og organisk stof
(sorption), redoxform (udfældning og omsætning) og flygtighed
(fordampning).
○ Stoffernes kemiske og biologiske evne til nedbrydning og omdannelse.
Udover den almindelige nedsivning igennem jordlagenes porer kan altså ske en
transport af væsker eller opløste stoffer i sprækker i moræneler, i zoner af
højere permeabilitet, i indlejrede sandlag og i bioporer (sprækker dannet af
biologiske kilder, rødder, orme m.v.). Endeligt kan jordarbejder forårsage, at en
forurening i overfladen fordeles til større dybder.
En forurening kan bestå af et enkelt kemisk stof, som rent stof eller i vandig
opløsning, eller være en blanding af flere stoffer, som separat fase eller i
vandig opløsning. Stoffernes fysiske tilstand ved kilden (væske, fast stof,
partikler, gasarter eller komponent i en blanding eller et produkt) har betydning
for, hvordan forureningen optræder i jordmiljøet. Stofferne vil indgå i en
ligevægtsfordeling mellem separate faser (krystaller, partikler, væsker),
jordmatricen (sorption), jordens porevand og jordens poreluft, og for mobile
stoffer kan der ske en transport i porevandet (nedadgående med nedsivende
vand og eventuelt opadgående med kapillarkraft) eller poreluften (i alle
retninger).
Ved spild af organiske væsker med begrænset opløselighed, såsom olie og
chlorerede opløsningsmidler, kan der opstå en mobil fri organisk fase, se
f.eks. /83/. Olieprodukter er lettere end vand og betegnes LNAPL (Light Non-
Aqueous Phase Liquid). Chlorerede opløsningsmidler er tungere end vand og
betegnes DNAPL (Dense Non-Aqueous Phase Liquid). For såvel fri fase
LNAPL som DNAPL er den vertikale spredning i den umættede zone primært
styret af tyngdekraften og kapillarkræfter, kun bremset af fasens viskositet samt
jordens permeabilitet og vandindhold. Nedsivning af en fri fase efterlader en
zone med fri fase (residual eller tilbageværende fri fase), der er fanget i jordens
porer.
På grund af jordens og forureningens heterogene karakter kan jordprøver
udtaget tæt på hinanden vise stor variation i forureningsindhold, især ved
punktkilder, se figur 4.9.
27

Figur 4.9 Jordprofil med tjæreholdigt slaggelag.
28

5. Boreteknikker og boringsudbygning
Udførelse af boringer er overordnet reguleret i Bekendtgørelse om udførelse og
sløjfning af boringer og brønde fra juli 2002 /60/ (brøndborerbekendtgørelsen),
som også omfatter boringer i miljøundersøgelser. I relation til undersøgelser
af forurenet jord og grundvand opdeler bekendtgørelsen boringerne i:
• A-boringer:
○ Moniteringsboringer.
○ Miljøtekniske boringer, hvor der efterlades filter- eller forerør.
○ Miljøtekniske afværgeboringer.
• B-boringer:
○ Miljøtekniske boringer, hvor der ikke eller kun for kortere tid (få
måneder) efterlades filter- eller forerør.
For A-boringer skal der søges tilladelse hos amtet, inden boringen udføres. Det
er brøndborer eller anden udførende, der er ansvarlig for, at tilladelsen foreligger.
Brøndborer er også ansvarlig for, at tilsynsmyndigheden (kommunen) på
forhånd (10 dage før borearbejdet startes) orienteres om tidsplan for borearbejdet.
Der er derudover i bekendtgørelsen stillet krav til boringens udførelse,
først og fremmest til forsegling og afslutning, samt generelt om, at grundvandet
ikke må forurenes som følge af borearbejdet. Brøndborerbekendtgørelsen indeholder
ikke specifikke krav til den boremetode, der benyttes. Sløjfning af Aboringer
skal forhåndsanmeldes (2 uger før udførelse) til amtet, hvis sløjfning
ikke allerede er anmeldt i forbindelse med ansøgning om tilladelse.
For kategori B-boringer skal planlagt borearbejde, tidspunkt og oplysninger om
sløjfning forhåndsanmeldes (14 dage før borearbejdet startes) til tilsynsmyndigheden
(kommunen). Boringen skal sløjfes senest 1 måned efter ophør af
brug.
Kravene om boretilladelse og anmeldelse gælder i følge jordforureningsloven
ikke, hvis A- eller B-boringer udføres som et led i det offentliges undersøgelser
og afværgeopgaver, samt efter værditabsordningen. Kravene gælder derimod
ved frivillige oprydninger, for eksempel sager for Oliebranchens Miljøpulje, og
påbudssager /61/.
Det kan være et krav i en boretilladelse, at der skal sendes prøver af de
gennemborede lag sammen med indberetning om boringen og oplysninger om
vandstand til GEUS. Desuden skal der fremsendes kemiske (for
vandforsyningsboringer) og geofysiske data. Sløjfning af boringer skal
indberettes til GEUS senest 3 måneder efter gennemførelse.
For undersøgelser på forurenede grunde er i Miljøstyrelsens vejledning for
oprydning defineret 3 typer af boringer /17/:
29

• Lokaliseringsboringer (højst 4 m dybe, undersøgelse af øverste jordlag og
eventuelt grundvand).
• Undersøgelsesboringer (over 4 m dybe, undersøgelse også af
dybereliggende grundvand).
• Filterboringer (filtersatte boringer med større diameter, undersøgelse af
dybereliggende grundvand, grundvandskontrol eller afværgepumpning).
5.1 Boreteknikker
Valg af den rette boreteknik er baseret på en samlet vurdering af /32/:
• Geologi, hvilket materiale skal der bores i.
• Dybde, hvor langt skal vi ned.
• Dimension, hvor stor boring af hensyn til planlagt udbygning.
• Behov for borerør og forerør, hvis der skal beskyttes imod transport af
forureningen (krydsforurening) eller skal filtersættes.
• Boreudstyr til rådighed.
• Økonomi og krav til hurtighed.
• Acceptabel forstyrrelse af geologien.
• Acceptabel tilførsel af fremmed materiale.
Eksempel 5.1 Boreteknik i danske vejledninger og myndighedskrav.
Miljøstyrelsens vejledning for oprydning /17/ anfører, at:
• Lokaliserings- og undersøgelsesboringer normalt udføres som tør rotationsboring.
• Undersøgelsesboringer og filterboringer udføres med borerør.
• Filterboringer dimensioneres svarende til principperne for en vandindvindingsboring i
reglen med et filterinterval svarende til forureningsfanens vertikale udbredelse.
• Der ofte vil kunne udtages jordprøver i den øvre lagserie under etablering af
filterboring, afhængig af boreteknik.
Anvisningen for grundvandsmoniteringsprogrammet angiver /14/, at:
• Moniteringsboringer bør udføres som tørboringer for at begrænse påvirkningen af
grundvandsmagasinet fra vand og tilsætningsstoffer, der tilføres under tryk under
boringen.
I en række amter angiver retningslinier for boreteknik /3, 63/, at:
• Lokaliserings- og undersøgelsesboringer så vidt muligt skal udføres som tør rotationsboring
med snegl eller kop.
• Filterboringer så vidt muligt udføres med sandspand eller snegl.
• Olie/fedt ikke må benyttes i samlinger af forerør.
• Borefirma starter arbejdet med fuldstændigt rengjort (højtryksspuling eller
damprensning) rig og værktøj.
30

Der er ikke direkte krav til boreteknik i danske love, bekendtgørelser og
vejledninger på jord- og grundvandsområdet, men boreteknik er behandlet i en
række vejledninger og omfattet af myndighedskrav i øvrigt, se eksempel 5.1.
Standarder for undersøgelser og prøvetagning af jord og grundvand behandler
ikke udførelse af boringer.
I de fleste håndbøger (f.eks. /4, 32/) er boremetoder omtalt kortfattet. Det
fremhæves /32/, at boremudder ikke bør benyttes, da mange typer af boremudder
vil påvirke både jord- og grundvandsprøver på grund af indhold af
organiske stoffer eller lermineraler som tilsætningsstoffer. Tilsætningsstofferne
kan både påvirke de organiske komponenter, de uorganiske komponenter
inklusive tungmetaller og den mikrobiologiske aktivitet i boringen /64/. Tilsvarende
fremhæves behovet for at undgå smøremidler under borearbejdet, samt
at boretekniker med brug af borerør til lukning af borehullet under arbejdet er
at foretrække /64/. Hertil skal dog bemærkes, at borehullet normalt ikke står
åbent ved rammeboringer og boringer med hul snegl, ligesom der her normalt
ikke tilsættes vand eller boremudder.
Miljøstyrelsen har som en del af en serie undervisningsmaterialer om geologi,
grundvand og vandforsyning udgivet en håndbog om boringer /62/, hvor en
detaljeret gennemgang med funktionstegninger af boremetoder, boringers
udførelse og boringers konstruktion og deres sløjfning er givet. I håndbogen
opdeles boremetoderne i:
• Tørboringsteknikker:
○ Slagboringer:
− Liniestødsboring (cable tool drilling) med mejsel til
mateialefrigørelse og sandspand til opbringning.
− Slagboring med sandspand til kombineret materialefrigørelse og –
opbringning.
○ Rotationsboringer:
− Håndboring med snegl eller kop.
− Rigboring med snegl eller kop.
− Rigboring med hul snegl.
• Skylleboringsteknikker, hvor løsboret materiale bringes op af en strøm af
vand eller boremudder (rotationsskylleboringer):
○ Direkte skylleboring med materiale frigørelse med roterende mejsel og
opbringning af boremudderstrøm uden for borestammen.
○ Omvendt skylleboring med materialefrigørelse med roterende mejsel og
opbringning af boremudderstrøm inden i borestammen.
○ Lufthæveboring med materialefrigørelse med roterende mejsel og
opbringning af boremudderstrøm inden i borestammen drevet af luft
pumpet et stykke ned igennem borestammen.
31

Derudover benyttes udbredt rammeboringer i miljøundersøgelser, og i nogen
omfang styrede underboringer. Blandt specialboringer skal nævnes kerneboringer.
De i Danmark almindeligst anvendte boremetoder er nærmere beskrevet med
fordele og ulemper i bilag 3. I tabel 5.1 er givet en opsummering af fordele og
ulemper for udvalgte boreteknikker.
At gå på kompromis med kvaliteten af borearbejdet kan medføre tvivl om eller
fejltolkninger på forureningsspredningen. Dette kan medføre store ekstraomkostninger
til supplerende undersøgelser eller i værste fald unødvendige
afværgeforanstaltninger. For at sikre mod utilsigtet forurening, forureningsspredning
og krydskontaminering af jord- og vandprøver bør følgende forhold
under borearbejdet iagttages:
• Borerør skal anvendes, hvor der er risiko for nedfald af materiale fra
boringsvæggen, kolaps af boringen og for at imødegå indsivning af
grundvand. Dette er alle forhold, der kan give anledning til en forringet
jordprøvekvalitet eller krydskontaminering af jordlag eller prøver.
• Under borearbejdet skal det kontrolleres, at boringsvæggen er stabil, og at
der ikke sker vandtilstrømning under borearbejdet. Sker det alligevel skal
boringen oprenses – om nødvendigt med anvendelse af borerør.
• Mobile forureninger bør ikke gennembores. Vurder løbende det opborede
prøvemateriale for indikation på forureningspåvirkning. Benyt eventuelt
feltmålemetoder som støtte hertil.
• Dybere boringer placeres nær hot spots og aldrig gennem hot spots. Trods
omhu under borearbejde og afpropning kan der erfaringsmæssigt alligevel
ske en krydskontaminering til dybere lag.
• Forlang og kontrollér, at der ikke anvendes smøremidler til samling af
borerør.
• Boringsdimensionen vælges mindst muligt under hensyntagen til
boringsinstallationen (f.eks. filterkonstruktion og krævet ydelse ved
oppumpning).
Med hensyn til ønsket om den mindst mulige boringsdiameter skal det nævnes,
at volumen af borehullet stiger med boreradius i 2. potens. En så lille
boringsdiameter som muligt i forhold til det aktuelle formål ønskes af hensyn
til minimering af: mængden af opboret og potentielt forurenet jord (tabel 5.2),
materialer til boringsudbygning (afsnit 5.2) og efterfølgende forpumpning og
oppumpning under prøvetagning af grundvand (kapitel 7). For
afværgeboringer, der i reglen både er relativt dybe og har relativt stor
filterkonstruktion, vil hensynet til en optimal pumpedrift ofte veje tungere end
en minimering af boringsdimensionen.
32

Sedimentprøver Intakte boreprøver
Udbygningsmuligheder
Borerør Egnethed til formation Dybde Almindelig
diameter
Boremudder
>100 m 6-12” Fuld 5 Ja, forstyrrede Ja, med ekstraudstyr
Sandspand Vand 1 Ja Bløde 2, 3 , med mejsel også
hårde 4 , mættede og
umættede
Håndrotations- Nej Ja, men ikke Bløde, mættede med forerør

Det skal i denne forbindelse bemærkes, at opboret, forurenet jord skal
bortskaffes efter reglerne herfor, idet der dog ved korte (op til 4 m dybe)
lokaliseringsboringer på lokaliteter med kun ét grundvandsmagasin kan
bortskaffes opboret materiale ved tilbagefyldning i borehullet /18/.
5.2 Udbygning af boringer
Udbygning af boringer med en filterkonstruktion kan i jord- og grundvandsundersøgelser
have flere formål; udtagning af poreluft fra den umættede zone,
udtagning af porevand eller prøvetagning/oppumpning af grundvand fra
egentlige grundvandsmagasiner. I denne håndbog beskrives kun etablering af
filtre i grundvandsmagasiner.
Boringens basale konstruktionselementer fremgår af figur 5.1.
Figur 5.1 Boringens konstruktionselementer.
34

Under selve borearbejdet benyttes ofte et borerør, der i nogen tilfælde
efterlades som forerør og i andre tilfælde erstattes af et egentligt fore- og
filterør.
Dimensionering og design af boringsudbygning er i det følgende gennemgået
under hovedpunkterne:
• Filterkonstruktion.
• Gruskastning og filterslids.
• Afpropning.
• Afslutning.
Valget af boremetode kan blive dimensionsgivende for boringen, idet eksempelvis
slagboring (sandspand) eller skylleboring normalt giver en relativt stor
boringsdimension, se tabel 5.1. Omvendt kan valg af udbygning blive dimensionsgivende
for borediameter, f.eks. hvor der er ønske om et stort eller flere
mindre filtre.
Der foreligger ikke i danske vejledninger og myndighedskrav specifikke krav
til boringsudbygning i jord- og grundvandsundersøgelser. Dog kræves /17, 18/ i
forbindelse med risikovurdering af jordforurening i forhold til grundvand
sætning af et 0,25 m langt filter i toppen af grundvandsmagasinet umiddelbart
nedstrøms for kildens forventede gennemslagspunkt, hvis kildestyrken ønskes
målt. Der er i brøndborerbekendtgørelsen /60/ stillet krav til udbygning af Aboringer,
og der kan tillige hentes information om boringsudbygning fra
normerne for almene og ikke-almene vandforsyningsanlæg /65, 66/.
Vandforsyningsboringer filtersættes i reglen i velydende grundvandsmagasiner.
I forbindelse med jord- og grundvandsundersøgelser filtersættes tillige ofte i
svagt vandførende lag, f.eks. opsprækket moræneler eller smeltevandsler med
indlejrede sandlag, og i lokale sekundære grundvandsmagasiner. Dimensionering
og design af udbygning af en boring vil her ofte være et kompromis/valg
mellem at filtersætte enkelte vandførende lag, der er repræsentative for det
betragtede område, og opnåelsen af en tilstrækkelig vandmængde til
vandprøvetagning.
5.2.1 Filterkonstruktion
Ved planlægning af filterkonstruktionen er de vigtigste valg:
• Antal filtre.
• Filter- og forerørsdiameter.
• Filterlængde.
35

5.2.1.1 Antal filtre
Grundvandskvaliteten varierer i reglen med dybden 3 . Man kan derfor være
interesseret i at udbygge moniteringsboringer med flere filterrør, så der kan
tages prøver fra flere dybder. Formålet med flere filter i samme boring kan
være lokalisering og overvågning af en forureningsfanes vertikale udbredelse
eller monitering af flere vandførende sandlag. Formålet kan også være at
kombinere ét større pumpe-/afværgefilter med flere små moniteringsfiltre.
Eksempler på udbygning med flere filtre er vist i figur 5.2.
.
Til venstre enkelt forerør med flere små prøvetagningspunkter. Midt for centerrør (evt. for
større pumpe) med flere mindre moniteringsfiltre i forskellige niveauer. Til højre traditionel
udbygning af boring med flere filtre og afpropning mellem hvert filter.
Figur 5.2 Eksempler på boringsudbygning med flere filtre i samme borehul,
efter / 4/.
Hvis der i et hydraulisk ikke-ensartet sand- eller grusmagasin ønskes udbygget
med flere filterrør, vil det være nødvendigt at etablere en afpropning mellem de
enkelte filtre. Dette kræver som hovedregel nogle cm og ideelt set cirka 5 cm
hulrum mellem boringsvæg og filterrør for en sikker afpropning. Hertil
kommer behovet for vertikal plads til afpropning mellem de enkelte filtre.
Etablering af boringsafpropning ved flere filtersætninger i samme boring er en
vanskelig opgave, og vanskelighederne øges med filterantal. Der må derfor
påregnes en øget risiko for lækage mellem lagdelte grundvandsmagasiner.
Hvor denne risiko ikke kan håndteres ved særlig udførelsesesmæssig omhu, vil
det i reglen være hensigtsmæssigt at etablere flere boringer. Ved filtersætning i
mange niveauer (> cirka 5) vil det ligeledes ofte være hensigtsmæssigt at
etablere flere boringer.
3 Se kapitel 4 om Jordlag, geologi og grundvand.
36

For at imødegå problemer med boringsafpropning kan der benyttes et enkelt
forerør med flere prøvetagningspunkter, jvf. figur 5.2. For alternative special
filtre af denne type henvises til internationale fagtidsskrifter.
5.2.1.2 Filter- og forerørsdiameter
Filter- og forerørsdiameter skal vælges som en afstemning af fordele ved
henholdsvis lille og stor filterdiameter.
Fordele ved lille filterdiameter er:
+ Ren- og forpumpning kræver mindre vandmængder.
+ Små filtre retablerer sig derfor hurtigere end store filtre.
+ Prøvetagnings- og pumpeudstyr er mindre og er lettere at håndtere.
+ Små filtre er billigere.
+ Der kan placeres flere små filtre i én boring med større diameter.
Fordelene ved relativt stor filterdiameter er:
+ Der er plads til alternative og uforudsete valg af undersøgelsestekniker.
+ Materialeafgivelse fra filterrør eller tab ved sorption er relativt set mindre.
+ Indstrømningsarealet større, hvorved indstrømningstab i filter og dermed
afsænkning af grundvandsspejlet under pumpning mindskes.
+ Der er plads til pumper med større ydelse.
+ For afværge-/pumpeboringer opnås derved en større effektiv
pumpekapacitet, mulighed for en mindre løftehøjde og som resultat en
økonomisk mere hensigtsmæssig drift.
+ Der er god plads i boringen til service af pumpeinstallation, pejling, og
måling med udstyr, der kræver flere wirer, kabler og rør.
Sammenfattende bør moniteringsfiltre have så lille en filterdiameter som
muligt. Her er den påtænke type af pumpe, prøvehenter eller undersøgelsesinstrument
dimensionsgivende. Modsat er der for afværge-/pumpeboringer
fordele ved en stor filterdiameter. Her er pumpedimensionen og krav til
boringens oppumpningskapacitet dimensionsgivende.
Vejledende sammenhænge mellem boringsdiameter og forerørsdiameter er
anført i tabel 5.2 under forudsætning af ét filter i hver boring. I tabellen er
desuden anført lysningen (huldiameteren) i forerør for de hyppigst anvendte
materialetyper. Voluminer per løbende m boringshul og filter/forerør er beregnet.
Herved lettes overslag over opborede jordmængder, den omtrentlige
mængde materialer til konstruktion af gruskastning og afpropning
(boringsvolumen – filtervolumen) og vandmængde i fore- og filterrør i relation
til forpumpning, se kapitel 7.
37

38
Boringsdiameter
Boringsdiameter
Formål
Volumen i borehul
per m
Filterdiameter, ydre
PEHD/PN10 PVC/PN10
Huldiameter i filter
Volumen i filter/forerør
per m
Tommer mm - Liter mm mm Liter mm Liter
1” 26 M 0,5 16 - - 14 0,1
2” 52 M 2,1 25 19 0,3 21 0,3
4” 105 M 8,6 50 41 1,3 44 1,5
M (63) 51 2,1 53 2,2
6” 157 M 19 63 51 2,1 53 2,2
M (90) 74 4,3 81 5,2
8” 209 M/P 34 110 92 6,6 99 7,8
(P) (125) 105 8,7 113 10
10” 262 P 54 (140) 112 9,9 - -
P 160 131 13 145 16
12” 314 P 77 (160) 131 13 145 16
P 200 - - 181 26
P (225) - - 203 33
14” 366 P 105 250 - - 226 40
16” 419 P 137 250 - - 226 40
M: Moniteringsboring P: Pumpeboring ( ): Betinget egnet
PEHD/PN10: Polyethylen af høj densitet og trykklasse PN10.
PVC: Polyvinylchlorid af trykklasse PN10.
Tabel 5.2 Borings-, forerørs- og filterdiametre samt tilknyttede voluminer.
Huldiameter i filter
Volumen i filter/forerør
per m
5.2.1.3 Filterlængde
I moniteringsboringer bør der som udgangspunkt benyttes korte filtre, men der
skal tillige tages hensyn til årstidsvariationer i grundvandsniveauet og evt.
påvirkning fra tidevandsvariationer ved kystnære lokaliteter. I leraflejringer
skal det påregnes, at den kapillære stighøjde kan være flere meter over grundvandsmagasinets
trykniveau.
For permanente filtre anbefales en filterlængde på mindst 1 m. Ønske om
kildestyrkebestemmelse (kræver 0,25 m filter, se afsnit 5.2) eller om karakterisering
af en forureningsfanes vertikale udbredelse i grundvandsmagasinet
indebærer behov for en vertikal profilering med filtersætning med korte filtre i
flere niveauer (typisk 0,25 - 1 m filterlængde). Ønske om at filtersætte ned
igennem en forureningsfanes samlede dybde kan indebære behov for et
længere filter. Filterlængder i svagt vandførende lag og lokale sekundære
grundvandsmagasiner vil typisk være 1 - 2 m. Hvor der forventes høje
koncentrationer, kan kortere filtre overvejes, da et stort prøvevolumen til

analyse her i reglen ikke er kritisk på grund af en acceptabel højere
detektionsgrænse.
5.2.1.4 Boringer uden filter
I faste bjergarter som f.eks. hærdnet kalk bør det overvejes at etablere åbne
boringer i kalken. I åbne boringer er et forerør ført ned til toppen af de faste
bjergarter, hvorunder der er boret videre ned i kalken. For hærdnet kalk er
boringsvæggen i reglen stabil nok til, at filtersætning ikke er nødvendig.
Fordelene ved åbne boringer er:
+ En relativt lille boringsdiameter er tilstrækkelig.
+ Der kan anvendes målemetoder og prøvetagningsteknikker, som ikke vil
kunne foretages i filtersatte boringer, f.eks. TV inspektion af formationens
vægge og niveauspecifik vandprøvetagning med pakker (anbefales ikke
generelt i denne håndbog, se afsnit 7.3.2).
+ Filter kan senere etableres, hvis der ønskes et eller flere faste moniteringsfiltre
i specifikke dybder.
+ Lavere pris.
Det bemærkes, at åbne boringer altid indebærer en risiko for løsrivning af
materiale, der kan falde ned i boringen og eksempelvis blokere for en pumpe
eller måleudstyr. Risikoen kan reduceres ved en omhyggelig oprensning af
borehullet med kraftig pumpning eller air lift. Alternativt kan der sættes et
midlertidigt filter uden gruskastning til beskyttelse af borehullet. Det
midlertidige filter kan efterfølgende fjernes, hvis behovet for direkte adgang til
formationen opstår.
5.2.1.5 Filtersætning ved fri fase forureninger
Særlige forhold gør sig gældende, hvis der ønskes måling eller prøvetagning af
en forurening med fri organisk fase, se også kapitel 7. Fri fase forurening, der
er lettere end vand (LNAPL, eksempelvis olieprodukter), vil i formationen
lægge sig som en hinde eller lag på det kapillære vandspejl og som dråber i den
del af den umættede zone, som kan nås af et fluktuerende kapillært vandspejl
(“smearzonen”). For at sikre en monitering/indfangning af den fri fase skal
toppen af filteret føres op over både grundvandsspejlet og den kapillære zone.
Fri fase forurening, der er tungere end vand (DNAPL, eksempelvis klorerede
opløsningsmidler), kan hænge som dråber eller findes som en tynd film i den
umættede zone og i smearzonen, men kan også ende som en pool på bunden af
grundvandsmagasinet, hvor dette er nedad afgrænset af lavpermeable lag
(f.eks. ler). Hvis målet er at sikre en monitering/indfangning af fri DNAPL fase
på bunden af et grundvandsmagasin, skal bunden af filtersættes i niveau med
magasinets bund. Filtret kan yderligere forsynes med en sump (blindrør),
hvorved der skabes er reservoir for tung fri fase.
39

5.2.2 Gruskastning og filterslids
Gruskastningen er en pakning om filteret af velsorteret kvartssand. Gruskastningen
har til formål at tilbageholde formationsmaterialet og nedbringe strømningsmodstanden
/62/. Gruskastningen skal dække filterstrækningen. Der skal
beregnes ekstra længde af gruskastning for at sikre imod usikkerhed i filtrets
placering i dybden og imod eventuel konsolidering og sammensynkning af
filtersandet. Gruskastning bør række fra lidt under bund af filter til 1,0 m over
top af filter. Reduktion heri kan være nødvendig for etablering af en sikker
afpropning, der har højeste prioritet. Gruskastning under borings bund kan
vanskeliggøre detektion af DNAPL pool, men mindsker risikoen for tilstopning
af filtret og partikelholdigt vand i boringen som følge af kontakt imellem filter
og selve formationen.
Filterslidsen skal tillade grundvandsindstrømning og samtidig tilbageholde
filtersandet i gruskastningen. En detaljeret gennemgang af dimensionering af
gruskastning og filtre er uden for rammerne af denne håndbog, men kan f.eks.
findes i /62/. Nogle generelle hensyn skal dog nævnes.
Filterslidserne bør ikke være større end den nedre 90 % fraktil af filtersandet,
respektivt den nedre 60 – 70 % fraktil af formationsmaterialet. Erfaringsmæssigt
giver en standard slids på 0,4 mm i kombination med en gruskastning
med filtersand med en sortering svarende til Lund 2 (0,7-1,2 mm) et tilstrækkeligt
stort åbningsareal og filtervirkning til vandprøvetagning.
En egentlig dimensionering af gruskastning og filterslids bør som hovedregel
foretages på basis af kornkurver for den aktuelle formation, se eksempelvis
/67/, for:
• Afværge-/pumpeboringer for at reducere filtertab og dermed optimere
pumpedriften.
• Filtersætning i formationer med velsorteret finsand eller grovsilt med
henblik på at hindre materialeindsivning, der kan vise sig uacceptabel selv
under svag pumpning.
Anvendelse af filterdug/geotekstil kan bevirke en tilstopning og dermed et
uacceptabelt stort filtertab. Præfabrikerede filterkonstruktioner med pålimet
filtersand bør ikke anvendes på grund af risikoen for afgivelse af
limkomponenter til vandet, se afsnit 5.4.
Rammeboringer indebærer ofte en midlertidig eller permanent filtersætning for
vandprøvetagning. Filtre i rammeboringer gruskastes ikke, da hullet skabes ved
fortrængning af jorden. Filteret har derfor direkte kontakt til formationen. Den
manglende gruskastning indebærer større risiko for en tilstopning af filteret
eller højt indhold af suspenseret materiale i vandprøven.
40

5.2.3 Afpropning
Formålet med en afpropning af boringen er at undgå en utilsigtet transport af
vand eller forurening imellem forerør og boringens væg. En afpropning eller
forsegling etableres med for eksempel lermaterialet bentonit. Bentonit, er en
lertype, der ekspanderer under vandoptagelse.
Afpropning sker normalt ved nedhældning af bentonitgranulat. Bentonit som
granulat eller piller er beregnet til at hælde tørt ned i en boring med vand. Den
typiske granulatstørrelse er cirka 6 mm i diameter. For en sikker afpropning bør
afstanden fra boringsvæg/borerør til forerør afhængig af dybden være nogle
centimeter og ideelt set cirka 5 cm, se også afsnit 5.2.1.1. Granulatet skal altid
hældes ned i vand. Hvis afpropningen foretages over vandspejlet skal der
tilføres vand.
Bentonitprodukter til boringsafpropning ekspanderer først efter nogle minutter,
og ekspansionen pågår i reglen nogle timer, hvorunder volumen øges betydeligt
(50 – 300 % afhængig af type). Specifikationer herfor kan fås hos leverandører.
En omhyggelig (langsom) nedhældning af bentonitgranulat kombineret med
den forsinkede ekspansion reducerer risikoen for ’brodannelse’, der ellers vil
kunne give en utilstrækkelig afpropning. Granulat har endvidere den fordel, at
afpropningens placering lader sig måle med et pejleinstrument under
udførelsen.
En mere sikker og dyrere metode er at hælde eller pumpe bentonitvælling
gennem et rør direkte ned, hvor proppen ønskes placeret. Bentonitvælling
fremstilles ved at blande betonit i pulverform med vand og til tyk vælling.
Denne metode og cementbaserede afpropninger bør anvendes ved dybere
boringer og større boringskonstruktioner.
Afhænging af betonittype kan grundvandskemien ændres på grund af bentonitlers
høje kationbytningsevne. Natriummættede bentonitter kan give for høje
koncentrationer af natrium i grundvandsprøver fra boringen. Forholdsregler er
valg af hensigtsmæssig bentonittype og god afstand mellem filter og prop (>
cirka 1 m).
Afpropningens placering afhænger af de geologiske/hydrogeologiske forhold. I
figur 5.3 er vist 4 hovedtyper af geologiske forhold med angivelse af afpropningens
korrekte placering. Bemærk, at der ved afslutning af boringer i vandstandsende
lag, særligt ved boring i forurenet jord, bør etableres en afpropning
i bunden af boringen. Her kan man nemlig ikke vide, om man er nær/netop har
gennemboret det vandstandsende lag og herved har skabt et vertikalt dræn til
dybere liggende grundvandsmagasiner. Ved afpropning af boring gennem
lerlag kræves en forsegling i lerlag mindst svarende til lerlagenes tykkelse /60/.
Herudover kan opboret uforurenet jord tilbagefyldes i samme niveauer, som de
er opboret fra.
41

5.2.4 Afslutning
Boringer skal afsluttes ved terræn, således at boringen er beskyttet mod:
• Trafiklast på boringsafslutninger i flugt med terræn.
• Risici for påkørsel ved overjordiske boringsafslutninger.
• Hærværk.
• Nedsivning af overfladevand langs yderside af forerør.
Ydermere kan der være krav til type eller udseende fra lodsejer eller vejmyndighed.
A
C
D
A: Afpropning af boring filtersat i terrænnært grundvandsmagasin.
B: Afpropning af boring filtersat i nedadtil afgrænset grundvandsmagasin.
C: Afpropning af boring ført til kalkmagasin i kontakt med overliggende sand og gruslag.
D: Afpropning af boring ført til primært kalkmagasin adskilt fra højere liggende sekundært
grundvandsmagasin.
Figur 5.3 Eksempler på afpropning af boringer, efter /18/.
42
B

I figur 5.1 er vist et eksempel på boringsafslutning med dæksel i flugt med
terræn. Brøndkarmen er nedsat i sandfyld, der er fyldt op inde i brøndkarmen.
Dette skal sikre en afdræning af indsivende overfladevand til den omgivende
jord. Pakningen med bentonit omkring brøndkarmen skal sikre mod nedsivning
og vandfyldning fra ydresiden. Bentonitproppen umiddelbart under boringsafslutningen
skal sikre mod nedsivning langs ydersiden af forerøret.
5.3 Sløjfning af boringer
Ifølge ”brøndborerbekendtgørelsen” /60/ skal boringer sløjfes ved, at forerør
fjernes til minimum 1 m under terræn, og borehullet fyldes og tilstampes med
et forseglende materiale. Forerøret kan forsegles med en bentonit- eller
cementbaseret vælling evt. under tilsætning af sand eller andet tilslagsmateriale.
Nedhældning af bentonitgranulat i boringer frarådes ved sløjfning af
boringer i lille dimension, da der vil være risiko for brodannelse og dermed for
mangelfuld afpropning.
5.4 Materialevalg
Ved valg af materiale til boringsudbygning, herunder til gruskastning og
afpropning, skal man være opmærksom på to forhold:
• Stofafgivelse til grundvand.
• Stoftab fra grundvand.
Stofafgivelse og -tab er specielt kritisk ved prøvetagning af grundvand med
lavt indhold af organiske stoffer og metaller.
Materialevalg er generelt behandlet i bilag 4, men i tabel 5.3 er samlet anbefalinger
vedrørende valg af materialer til udbygning af boringer. Det skal bemærkes,
at ikke alle materialer er undersøgt med hensyn til brug ved prøvetagning
til både organiske stoffer og metaller.
Anvendelse Anvendelsesområder
Egnede Uegnede
Fore- og filterrør Metaller PVC-U
Jern
PEHD
Stål
Teflon (PTFE)
Galvaniseret stål
Rustfrit stål
Fore- og filterrør Organiske stoffer PVC-U
Nylon
PEHD
Polypropylen
Rustfrit stål
Teflon (PTFE)
PVC-U: Polyvinylchlorid uden blødgøringsmiddel.
PEHD: Polyethylen med høj densitet.
PTFE: Polytetrafluoroethylen, og et PTFE materiale er Teflon.
Tabel 5.3 Valg af materialer til fore- og filterrør.
43

Som det fremgår af tabel 5.3, vil det ud fra et prøvetagningssynspunkt være
naturligt at vælge PVC-U eller PEHD med dokumenteret lav afgivelse af
organiske stoffer og metaller, idet disse materialer er egnede til brug ved
undersøgelse af både metaller og organiske stoffer. Miljøpolitiske mål om at
reducere eller substituere brugen af PVC kan give en preference for PEHD.
Ved samling af forerør må ikke anvendes lim, men i stedet gevind, o-ring og
teflon-tape /64/. Ligeledes bør der ikke anvendes præfabrikerede filterkonstruktioner
med pålimet filtersand eller lim til andre formål, idet lim ofte
indeholder opløsningsmidler som tetrahydrofuran (THF), methylethylketon
(MEK), methylisobutylketon (MIBK), N,N-dimethylformamid (DMF) eller
cyclohexan, der kan afgives til og forurene prøver udtaget fra boringerne /64/.
44

6. Prøvetagning af jord
6.1 Formål, strategier og krav ved prøvetagning af jord
Der er ikke stillet krav vedrørende jordprøvetagning i danske love og bekendtgørelser,
se også tabel 2.1, men i tre vejledninger fra Miljøstyrelsen findes beskrivelser
af krav til prøvetagning i forhold til undersøgelsesstrategi, eksempler
på strategier for forskellige situationer, samt oversigter over forskellige
teknikkers anvendelighed:
• Kortlægning af forurenede arealer /9/.
• Oprydning på forurenede lokaliteter /17, 18/.
• Prøvetagning og analyse af jord /16/.
Disse vejledninger beskæftiger sig med de tekniske undersøgelser i
forbindelse med kortlægning af forurenede arealer og de supplerende
undersøgelser, se afsnit 6.1.1. Kravene til prøvetagning styres her af, at det er
selve den forurenede grund (den forurenede jord ”in situ”), der ønskes
undersøgt under inddragelse af grundens horisontale og vertikale variabilitet.
I forbindelse med opgravning bør forurenet jord kildesorteres efter krav til
genanvendelse, deponering eller rensning med hensyn til forureningskomponenter
og -koncentrationer, samt af hensyn til genanvendelse med hensyn til
geotekniske egenskaber /24/, se afsnit 6.1.2. Denne kildesortering baseres
mest økonomisk på en vurdering af forureningens rumlige fordeling i den
intakte jord før afgravning, altså ved undersøgelsen af den forurenede grund.
Under opgravningen er yderligere prøvetagning til dokumentation af
restforureningen efter afgravning nødvendig, afsnit 6.1.3.
En række offentlige myndigheder har desuden udarbejdet vejledninger med
konkrete anvisninger i forbindelse med håndtering af forurenet jord,
herunder jord fra kortlagte arealer m.v., se for eksempel /24, 68-70/. Disse
vejledninger finder anvendelse i forbindelse med opgravning og flytning af
jord i tilknytning til den pågældende miljømyndigheds administration efter lov
om forurenet jord. Kravene til prøvetagning er her styret af, at det er den
opgravede jord (jorden i bunker, i miler eller på lastvogne), der ønskes undersøgt
med henblik på en gennemsnitsbeskrivelse heraf, se afsnit 6.1.4.
Regler og anvisninger vedrørende prøvetagning og klassificering af opgravet
jord kan variere fra amt til amt. I bilag 5 er der givet en oversigt over krav
vedrørende antal af prøver og anvendelse af blandingsprøver hos udvalgte
myndigheder i forbindelse jordflytninger. Endvidere henledes opmærksomheden
på private bygherrekrav og branchevejledninger vedrørende
jordprøvetagning, som for eksempel er gældende, under forbehold for
45

overholdelse af relevante myndighedskrav, ved arbejde for Vejdirektoratet /10/
og Oliebranchens Miljøpulje /11/. Det skal bemærkes, at private bygherrers
krav til egne undersøgelsesaktiviteter m.v. i hvert enkelt tilfælde skal godkendes
af miljømyndighederne, hvis resultaterne ønskes benyttet til en forvaltningsmæssig
afgørelse.
Håndbogens behandling af jordprøvetagning og strategier herfor er baseret på
de anførte vejledninger, og tillige er indarbejdet gode råd fra en række ISOstandarder
/26, 51-53, 71-74/ i det omfang, det er fundet relevant. Hvor der
foreligger mere specifikke danske anbefalinger eller praksisbeskrivelser, er
disse anvendt, for eksempel Lossepladsprojektets udredningsrapport om
jordprøvetagning på forurenede grunde /5/. Gode råd i tekniske dokumenter fra
bl.a. USA EPA, USGS , og US Army Corps of Engineers om prøvetagning /64,
75-81/ er indarbejdet i håndbogen.
Prøvetagningsstrategien omfatter for eksempel:
• Prøveantal.
• Placering i forhold til hinanden.
• Dybde.
Strategien er afgørende for at opnå resultater, der beskriver de forurenede
arealer eller den opgravede jord korrekt, tilstrækkeligt detaljeret, men ikke
udover det nødvendige. Derfor skal prøvetagningsstrategien udvikles som et
integreret led i en prøvetagnings- og analyseplan, hvor prøvetagningspunkterne
udvælges systematiskt og dokumenterbart. Ligeledes medfører den efterfølgende
databehandling og forureningens fysisk kemiske egenskaber krav til
prøvetagningsstrategien. For eksempel vil letflygtige komponenter kunne påvises
i poreluften /1/, mens meget vandopløselige komponenter udvaskes til
grundvandet og vil kunne påvises der /83/. Undersøgelser af forureninger med
disse typer stoffer baseres derfor primært på prøvetagning/målinger af henholdsvis
poreluft og grundvand, mens jordprøvetagningen her kun udgør en
mindre del af undersøgelsesstrategien.
Desuden skal det sikres, at prøverne faktisk udtages fra den planlagte placering
og dybde, samt at der ikke sker utilsigtet ændring i den kemiske sammensætning
af jordprøverne under prøvetagning. Det vil sige, at der stilles krav til
prøvetagningsteknikken.
Prøvetagningstrategi og prøvetagningsteknik udformes individuelt for den
aktuelle undersøgelse. For undersøgelser af en forurenet grund efter overvejelse
af punkterne i boks 6.2, for undersøgelser af opgravet jord efter retningslinierne
i afsnit 6.1.2.
I USA kræves opstilling af kvalitetsmål for undersøgelsesdata (Data Quality
Objectives, DQO, se bilag 6), der er konkrete krav til kvaliteten af en prøvetagning
udfra den planlagte anvendelse af resultaterne, krav til, hvor godt de
46

eskriver forureningssituationen, samt beregning af konsekvenserne af
utilstrækkelig kvalitet og afledede fejlbeslutninger, se bilag 6. I Danmark
kræves ikke opstilling af DQO, men punkterne i boks 6.2 leder igennem dele af
den proces, der benyttes ved fastlæggelse af DQO.
I de følgende afsnit beskrives prøvetagningsstrategier for forskellige
scenarier, mens der i afsnit 6.4 beskrives prøvetagningsteknikker.
6.1.1 Formål og strategier ved prøvetagning på forurenede grunde
Det umiddelbare mål for prøvetagning af jord ved tekniske undersøgelser på
forurenede grunde er at sammenstille oplysninger om jordbund, geologi og
kemisk sammensætning. Målet er en beskrivelse af forureningens rumlige
fordeling over undersøgelsesarealet. Forureningsbeskrivelsen er grundlaget for
en risikovurdering og beslutninger om yderligere undersøgelser eller
afværgeforanstaltninger.
Før udarbejdelse af en prøvetagnings- og analysestrategi for en konkret grund
indhentes lokalitetsspecifik viden om forureningskilder, historiske redegørelser,
fyldlag, jordbund, geologi, topografi, samt endvidere generel viden om industritype,
produktionsforhold, og forureningsart og –egenskaber. Der formuleres
udfra besigtigelse og historik en konceptuel model for jordforureningen
omfattende:
• Kilder.
• Spredning.
• Forureningens art og egenskaber.
• Forventet fordeling i jordmiljøet.
Typiske input til den konceptuelle model for en forurenet grund er beskrevet i
boks 6.1. Detaljeringsgraden af indhentning af viden og af konceptuel model
afhænger af den konkrete situation.
47

Boks 6.1 Input til opstilling af konceptuel model for jordforurening.
Kilder:
• Spild på jordoverfladen.
• Udsivning i dybden fra tankanlæg og rørføring, herunder kloak, dræn m.v.
• Diffus belastning af topjord (emissionsbidrag fra afkast, nedfald af
forurenet støv, bidrag fra sprøjtning, diffus bidrag ved arealanvendelse).
• Deponering af affald.
Stofegenskaber:
• Binding af stoffet/stofferne til jorden.
• Opløselighed.
• Nedbrydelighed.
• Flygtighed.
• Mobilitet i grundvand.
Spredning:
• Overfladestrømning i forhold til arealets topografi (hældningsretning eller
lavninger).
• Spredning fra underjordiske installationer, langs ledninger og i
ledningernes faldretning.
• Spredning i henhold den forventede geologiske lagfølge (tykkelse og art).
• Spredning af fri fase ovenpå grundvandsspejlet og det kapilære
grundvandsspejl, primært i nedstrøms retning.
• Transport opløst i grundvand og spredt fra kilden i grundvandets
strømningsretning.
Fordeling:
• Tilbageholdt i jorden omkring kilden.
• Nedsivet til jordlag under kilden.
• Tilbageholdt af et impermeabelt lag.
Udfra den konceptuelle model af forureningen, opstilles prøvetagningsstrategi
og prøvetagningsteknik vælges, se boks 6.2.
48

Boks 6.2 Trin i opstilling af prøvetagningsstrategi og valg af
prøvetagningsteknik.
Konceptuel model for forureningen:
• De(n) formodede kilde(r) herunder forureningskomponenter, deres fysiske
tilstand og fysisk kemiske egenskaber.
• Forureningens forventede fordeling i jord, grundvand, poreluft og
recipient.
• Geologiske forhold, i hvilke jordlag forventes forureningen.
• Kritiske eksponeringsveje.
Undersøgelsens formål:
• Kortlægning af forurening.
• Afgrænsning af punktkilder.
• Risikovurdering i forhold til arealanvendelse.
• Vurdering af diffus forurening kontra baggrundsniveauer.
• Dokumentation af forureningsforhold til håndtering og bortskaffelse af
jord (i intakt jord og i jordbunker).
Analysestrategi:
• Blandingsprøver eller stikprøver.
• Anvendelse af feltmålinger eller screeningsanalyser.
• Samspil af resultater for jord, porevand, grundvand eller poreluft.
• Hensyn til specifikke analyseparametre, for eksempel flygtige
komponenter.
• Krav til dokumentationsniveau.
• Krav til analysekvalitet.
Databehandling:
• Beregning af gennemsnit og andre statistiske behandlinger.
• Vurdering af den rumlige fordeling over grunden (geostatistik, kriging).
• Vurdering af analysekvalitet og prøvetagningskvalitet.
• Krav til databehandling.
Beslutninger:
• Yderligere undersøgelser.
• Kortlægning.
• Afværgeforanstaltninger.
• Konsekvenser ved fejlbeslutninger.
49

6.1.1.1 Strategi ved prøvetagning på forurenede grunde ud fra
besigtigelse og historik
Såfremt besigtigelse og historik har givet tilstrækkelig information, fastlægges
prøvetagningsstrategien herudfra. Strategien ved prøvetagning udfra besigtigelse
og historik er dog i høj grad afhængig af pålidelige historiske oplysninger
om kilden. Før den aktuelle prøvetagning udføres, anbefales det derfor indledningsvist
at skitsere de mulige udfald af prøvetagningen og vurdere, hvorvidt
disse vil udgøre et tilstrækkeligt sikkert beslutningsgrundlag. Hvis gennemgangen
indikerer et usikkert beslutningsgrundlag, bør prøvetagningsstrategien
(eller eventuelt formålet) revideres.
I indledende undersøgelser, for eksempel ved en kortlægningsundersøgelse,
er det vigtigste at afklare, hvorvidt der overhovedet findes forureningskilder.
Boks 6.3 Prøvetagning på forurenet grund efter historik.
• Grunden opdeles i felter som:
○ Forventes forurenet.
○ Forventes ikke forurenet.
○ Er særligt følsomme for forurening.
• Der udtages i indledende undersøgelse prøver i 5-10 punkter i de
”forventet forurenede” felter.
• Der suppleres med få (2-5) prøvetagningspunkter i eventuelle ”særligt
følsomme” felter.
• Punkterne placeres i hvert felt i forskellig afstand og retning fra den
formodede punktkilde, typisk afstand mellem punkterne tæt på den
formodede kilde 1-5 m og længere væk i den forventede spredningsretning
op til 10 - 20 m.
• Der udtages jordprøver bestående af 60 -1000 g jord (se afsnit 6.5).
• Der udtages jord i faste dybdeintervaller f.eks.: 5-15 cm eller 20-30 cm i
den terrænnære jord og herefter hver 0,25-0,5 m eller ved ændringer i det
geologiske lag, misfarvningen eller lignende.
• Der benyttes normalt ikke blandingsprøver.
• Til klassificering for efterfølgende bortskaffelse af forurenet jord kan
blandingsprøver dog benyttes, idet der af hensyn til sorteringen af jorden
kun blandes prøver med samme forventede forureningsniveau fra samme
delområde og dybde.
• Forventes forurening med flygtige stoffer skal jordprøver udtages under de
øverste 15 cm direkte i prøveglas uden omrøring eller blanding.
50

Grunden opdeles i prøvetagningsfelter (delområder), hvor der kan forventes
sammenhængende eller eventuelt ensartede forureningsforhold. Der afgrænses
først et prøvetagningsfelt ved kilden, som ”forventes forurenet”.
Eksempel 6.1 Er beslutningsgrundlaget sikkert?
På en grund kortlagt på vidensniveau 1 skal der udføres en teknisk undersøgelse baseret på
historiske oplysninger om et oplag med olieprodukter. Tanken er lokaliseret. Der er ingen
grundvandskonflikt, idet grundvandsmagasinet ligger dybt og er velbeskyttet. Den øverste
meter jord består af fyldjord og herunder smeltevandssand.
Det er planlagt, at der tages jordprøver fra én boring udført til 5 m´s dybde lige ved kilden, og
at fem jordprøver herfra analyseres for olieprodukter.
Hvis det antages, at alle prøver viser sig uforurenede, kan kortlægning ophæves?
• Nej
Hvis det antages, at kun én af prøverne viser sig forurenet, men at resultatet er mindre end
jordkvalitetskriteriet, kan kortlægning ophæves?
• Nej
Hvorfor kan de ønskede beslutninger ikke tages?
• Fordi der er for få målepunkter til at give den fornødne sikkerhed
Hvordan kan undersøgelsen forbedres?
• Flere boringer omkring kilden (mindst 3).
• Screening af alle jordprøver for olieprodukter (PID målinger).
• Reduceret antal prøver til kemisk analyse (til 3 repræsenterende forskellig
forureningsgrad udfra PID målinger.
Hvis der havde været flere forskellige forureningskilder, ville der have været behov for flere
samhørende sæt af PID målinger og kemiske analyser for at sikre sammenhængen imellem
feltmålingerne og laboratorieanalyserne.
Det skal bemærkes, at i områder med f.eks. moræneler fra terræn kan det i nogen tilfælde
være tilstrækkeligt med en enkelt undersøgelsesboring placeret i tankgraven.
Baseret på den konceptuelle model kan eventuelt defineres yderligere ”forventet
forurenede” felter for eksempel i spredningsretningen. Desuden defineres
eventuelt felter som ”særligt følsomme over for jordforurening”. Disse felter
kan være arealer, hvor der foreligger en eksponeringsrisiko ved arealanvendelsen,
eller som udgør en særlig trussel over for recipienten eller grundvandet.
Prøvetagningen bør gennemføres efter principperne beskrevet i boks 6.3. Der
benyttes som angivet i boks 6.3 normalt ikke blandingsprøver ved under-
51

søgelser på forurenede grunde, hvor forureningens horisontale og vertikale
variation jo netop er undersøgelsens mål. Der henvises til afsnit 6.6 om fordele
og ulemper ved blandingsprøver.
Hvis der ikke konstateres jordforurening i felter, som ”forventes forurenede”,
kan der suppleres med flere punkter til kontrol af forureningsforholdene, før
arealet udtages af kortlægningen. Hvorvidt dette er nødvendigt, afhænger af,
om den valgte prøvetagningsstrategi er i stand til at håndtere de usikkerheder,
som strategien en behæftet med, se ovenfor. Derudover kan en strategi til
indledende afgrænsning og påvisning af en forurening være utilstrækkelig til at
frikende et område for forurening, se eksempel 6.1.
Ved formodning om flere kilder kræves et øget antal prøvetagningspunkter til
lokalisering af disse. For hver enkelt potentiel forureningskilde defineres
mindst ét prøvetagningsfelt, som “forventes forurenet”.
Ved en supplerende undersøgelse vil man øge tætheden af prøvetagningspunkterne
både i nærheden af kilden og i længere afstand fra kilden for at få en
mere nøjagtig afgrænsning af forureningen. Antallet af prøvetagningspunkter
kan ikke angives generelt, men afhænger af forholdene på undersøgelsesstedet.
6.1.1.2 Strategi for prøvetagning på forurenede grunde med ukendte
kilder med systematisk prøvetagningsgitter
Har den historiske redegørelse ikke givet tilstrækkelig viden om placeringen af
de potentielle kilder til at udforme en prøvetagningsstrategi, kan man anvende
et systematisk prøvetagningsgitter (net) eller tilfældig prøvetagning til at
udtage prøver. Lokaliseringen af kilden er mindre sikker end ved strategi
baseret på tilstrækkelig historik, og der er derfor behov for flere prøver og
analyser. I realiteten er det sjældent, at man ikke har tilstrækkelig viden til at
udforme en prøvetagningsstrategi baseret på historik, idet brancheerfaring,
kendskab til forureningskemi, geologi, jordbund, hydrogeologi, topografi,
kloakplaner og vejføring ofte er retningsgivende.
Anvendelsen af et systematisk prøvetagningsgitter er anbefalet i internationale
standarder for jordprøvetagning /52, 53, 71/, med forskellige typer af systematiske
og tilfældige prøvetagningsgitre beskrevet. Det anføres i standarderne, at
et systematiske prøvetagningsgitter giver mere sammenlignelige resultater fra
forskellige undersøgelser og et bedre grundlag for supplerende undersøgelser.
Fremgangsmåden ved planlægning af systematisk prøvetagningsgitter er
beskrevet i boks 6.4.
Prøvetagningstætheden baseres på den formodede størrelse af det forurenede
område. Spild fra én tromle på 200 L vil f.eks. typisk forurene et areal på 1-2
m², mens ulovlig bortskaffelse af affald kan give forurening over et større
område (5 - 400 m²).
52

Boks 6.4 Prøvetagning på forurenet grund efter systematisk
prøvetagningsgitter.
• Størrelsen af eventuelle hotspots anslås udfra den konceptuelle model for
forureningen.
• Afstanden imellem prøvetagningspunkterne i et kvadratisk gitter
(gitterlængden) fastlægges.
• Sandsynligheden for at finde hotspot beregnes.
• Prøvetagningsgitteret justeres, hvis sandsynligheden for at finde hotspot
ikke er tilfredsstillende.
• Der udtages typisk en prøve per mindst 0,5 m eller ved hvert geologisk
eller misfarvet lag.
En gitterlængde på 100 m for indledende forureningsundersøgelser og 25 m for
supplerende undersøgelser er anbefalet i standarden for jordprøvetagning /52/.
For naturområder anbefales cirka 1 blandingsprøve bestående af op til 25
stikprøver pr 10.000 m² /71/.
Miljøstyrelsen /17/ har påpeget, at anvendelse af et prøvetagningsgitter stiller
store krav til prøvetagningstætheden. Jo større gitterlængde mellem prøvetagningspunkter,
jo mindre sandsynlighed for at finde en hotspot. Miljøstyrelsens
regneark for risikovurdering, JAGG /84/, indeholder et modul, der kan
benyttes til at beregne af sandsynligheden for, at et prøvetagningsgitter vil
finde en hotspot af den anslåede størrelse.
Med en gitterlængde på 5 m vil der efter JAGG modellen være en sandsynlighed
på 52 % for at finde en hotspot med en diameter på mindre end 4 m, se
eksempel 6.2. Der skal altså udtages og analyseres mange prøver, hvis en
ukendt forurening skal lokaliseres med en rimelig sikkerhed, og den
internationale standards anbefaling af gitterlængder på 25 og 100 m vil ikke
være acceptabel under danske forhold.
Undersøgelser med prøvetagning i gitter anvendes ofte på forurenede arealer
med ufølsom anvendelse, hvor arealer med høj forureningsbelastning skal
lokaliseres, f.eks. ved opdeling af en større forurenet industrigrund i delområder
med ensartede forureningsniveauer med henblik på et overslag over
deponeringsomkostninger. I sådanne tilfælde er fejlbeslutninger mindre kritiske
end ved følsom arealanvendelse, og en cost-benefit analyse over undersøgelsens
omfang og omkostninger i forhold til besparelsen ved oprydning kan
benyttes til at fastlægge det optimale niveau for prøvetagningens tæthed.
53

Det er normalt ikke økonomisk optimalt at benytte systematisk prøvetagning i
gitter til at lokalisere en mindre, ukendt (men sandsynlig) punktkilde på et
areal, der ønskes anvendt til følsom arealanvendelse. Her vil man vælge for
eksempel at undersøge forureningen i felter, der af hensyn til arealanvendelsen
er ”særligt følsomme for jordforurening” eller evt. at begrænse arealanvendelsen
på dele af grunden til ufølsom anvendelse.
Eksempel 6.2 JAGG-beregning af sandsynlighed for at finde en hotspot ved
prøvetagning i gitter /84/.
S andsynlighedsberegning
Der antages kvadratiske boremønstre.
Gitterlængden er afstanden mellem de nærmeste boringer i gitterets krydspunkter. Forurening
Det antages at det forurenede område er cylinderformet.
Der udtages prøver i boringerne med kortere afstand end cylinderens antagede højde.
Radius af forurenet områder 2 m
LagtykkelseGitterlængde Sandsynlighed
(m) (m) (%)
lag 1 0,25 5 51,98 %
lag 2 0,5 5 51,98 %
lag 3 0,5 5 51,98 % b
lag 4 0,5 5 51,98 % o
(Indtast kun et lag for 2D-beregning) r
Samlet tykkelse: 1,75 m
Samlet sandsynlighed: 51,98029 %
6.1.1.3 Strategi for prøvetagning på grunde efter diffus forurening med
geostatistik
Såfremt den konceptuelle forureningsmodel peger på diffus forurening som
kilden til jordforurening på en grund, er formålet med kortlægningsundersøgelserne
en afklaring af:
• Forureningsstoffer og -koncentrationer - hvilke forureninger på hvilket
niveau?
• Horisontal variation - er der koncentrationsforskelle i bestemte retninger?
• Vertikal variation - er der forskelle i forureningsbilledet med dybden?
• Forekomst af lokale punktforureninger - er der få høje
forureningskoncentrationer?
• Arealets heterogenitet - hvad er variation for forureningens koncentration?
54
i
n
g
radius
gitterlængde
b
o
r
i
n
g
b
o
r
i
n
g

Ved at sammenstille disse oplysninger med informationer om f.eks. jordart er
det normalt muligt at bekræfte eller afkræfte, at der er tale om en generel,
ensartet belastning af området, og dermed at kilden er diffus belastning.
Ved diffus forurening via luften vil man forvente en faldende koncentrationsgradient
med dybden. Ukontrolleret blanding af jord fra forskellig dybde
(vertikalt) skal derfor undgås ved valg af en passende prøvetagningsteknik, se
afsnit 6.3. Horisontale blandingsprøver benyttes normalt ikke, men skal i givet
fald kun blandes af prøver udtaget inden for kort indbyrdes afstand, hvis
formålet er at kortlægge og fastslå diffus forurening som kilden til
jordforurening. Hvis man alene ønsker at foretage en risikovurdering i forhold
til arealanvendelsen, kan man benytte horisontale blandingsprøver for at finde
den gennemsnitlige koncentration på grunden, se eksempel 6.3.
Eksempel 6.3 Undersøgelse med henblik på risikovurdering af diffust
forurenet jord i forhold til følsom arealanvendelse.
Der skal gennemføres en undersøgelse for at vurdere sundhedsmæssige risici i forbindelse
med eksponering for diffus jordforurening i et delområde med følsom arealanvendelse.
Overholdelse af jordkvalitetskriteriet for følsom arealanvendelse ønskes vurderet.
Der skal udtages prøver, der skal repræsentere det sande gennemsnit i delområdet, mens
resultaterne af de enkelte prøver er mindre relevante.
Der laves derfor blandingsprøver af tre prøver udtaget inden for 1 m afstand i samme dybde
og samme geologi/jordbund. Anvendelse af blandingsprøver reducerer antallet af prøver, der
er nødvendigt for at beregne gennemsnitskoncentrationen i forskellige dybder.
Analyseomkostningerne reduceres, men usikkerheden på gennemsnitskoncentrationen øges på
grund af de færre bestemmelser.
I en international standard for jordprøvetagning /52/ er det for etablering af
baggrundsniveauer foreslået at benytte én af to forskellige prøvetagningsstrategier:
prøvetagning fra et systematisk kvadratisk prøvetagningsgitter (se
afsnit 6.1.1.2), og prøvetagning baseret på geologi, jordart og arealanvendelse
(ikke nærmere beskrevet i denne håndbog). Formålet er i denne sammenhæng
at beskrive jordens gennemsnitlige indhold af et stof. Antal af prøver defineres
udfra statistisk test, og som minimum skal der udtages 30 prøver.
Alternativt kan til undersøgelser af diffus forurening benyttes prøvetagning tilrettelagt
til geostatistisk databehandling. Tilsvarende gælder ved vurdering af
forureningskoncentrationer over større arealer.
Geostatistiske databehandlingsteknikker kan anvendes til følgende formål:
• Vurdering af en jordforurenings rumlige fordeling.
55

• Optimering af nødvendigt antal prøvetagningspunkter til at beskrive
forureningsniveau over grunden.
• Anslå forureningskoncentrationer og usikkerheden på disse i delområder
uden målinger udfra målinger i nabofelter (interpolation).
• Opdeling af grunden i ensartede delområder, f.eks. diffus belastet og
forurenet fra samme punktkilde (gruppering af sammenlignelige
prøvetagningspunkter).
En detaljeret gennemgang af fremgangsmåden ved geostatistisk baseret
prøvetagning og databehandling er relativt kompliceret og ligger derfor uden
for rammerne af denne håndbog, men i det følgende er givet en kort
gennemgang med henblik på at vise principper og anvendelsesmuligheder /85-
89/.
Geostatistisk databehandling udnytter, at målinger fra positioner tæt på hinanden
er mere ens (variansen mellem målingerne er lille) end målinger fra
punkter langt fra hinanden. Udfra en beskrivelse af, hvordan variansen vokser
med afstanden imellem målepunkterne, kan man anslå forureningernes koncentrationer
i delområder uden prøvetagningspunkter ved interpolation.
Geostatistik stiller krav til prøvetagningsstrategien, herunder specielt til den
indbyrdes afstand mellem prøvetagningspunkter, idet der skal være prøvetagningspunkter
meget tæt på hinanden, meget langt fra hinanden, samt gerne
gentagne målinger på samme position (eventuelt samme prøve).
Geostatistisk databehandling foretages ved hjælp af et computerprogram. I
første trin defineres de afstandsintervaller, der skal anvendes i databehandlingen,
f.eks. 10 intervaller med afstandsintervaller på 50 m. I andet trin findes alle
kombinationer af to målepunkter, der har en indbyrdes afstand inden for hvert
af de pågældende intervaller, f.eks. 30 par i intervallet fra 0-50 m, 47 par i
intervallet fra 50-100 m, o.s.v.. I tredje trin beregnes variansen af punktmålingerne
i hvert interval, hvorefter de plottes imod afstanden. Dette plot kaldes et
semi-variogram. Herefter vælges model og parametre, der giver det bedste “fit”
til de eksperimentelle data i semi-variogrammet. Én af parametrene angiver, i
hvilke afstande dataene er korrelerede (sammenhængende).
Modellen med parametre kan efterfølgende benyttes til at anslå forureningernes
koncentrationsniveauer i det samlede undersøgelsesområde. Endvidere kan
man identificere områder med høj varians og dermed udpege områder, hvor det
vil være en fordel at udtage yderligere prøver til karakterisering af forureningsniveauet.
Ved at udføre beregninger med forskellige delsæt af data og sammenligne
dem, fås en indikation af usikkerheden ved modellens forureningsbeskrivelse
(følsomhedsanalyse), og ved en utilfredsstillende stor usikkerhed kan
foretages supplerende dataindsamling (prøvetagning og –analyse).
56

6.1.2 Formål og strategier ved prøvetagning inden opgravning af
forurenet jord
Formålet ved klassificering af jord ved prøvetagning inden opgravning er at
muliggøre sortering af jorden i henhold til forureningsklasser under
opgravning. Fordelen er, at klassificering efter ensartet jordforurening fra
samme delområder med samme forureningshistorik og forureningsniveau
bekræftes ved målinger. Jorden kan dermed under opgravning sorteres til
rensning, genanvendelse eller deponering. Klassificeringen kan med fordel
tages i betragtning i fastlæggelsen af undersøgelsesfasens prøvetagningsstrategi,
således at det samlede behov for prøvetagning og analyse minimeres.
Eksempel 6.4 Beregning af delområdestørrelser svarende til jordpartier med
krav om prøve og analyse, afrømning af rabatjord.
Der skal foretages afrømning eller afhøvling af rabatjord, og jorden skal klassificeres som
foreskrevet af Vejdirektoratet for håndtering af jord fra offentlige vejarealer /10/. Der skal
derfor udtages prøver af jorden svarende til kravene til dokumentation af en opdeling i
jordvoluminer til ensartet håndtering.
Ved kontrol af rabatjord udtages jordprøverne i transsekter på tværs af rabatten /10/, hvor
afstanden mellem hvert transsekt som minimum skal modsvare den jordmængde, som skal
repræsenteres af en prøve/blandingsprøve i et jordparti (M, tons). Transekten dokumenteres
med et antal jordprøver i hvert transsekt (n).
Med kendskab til den planlagte afrømningsbredde (B, m) og –dybde (D, m) samt jordens
densitet (d, typisk 1,8 t/m 3 ) kan den maksimale afstand mellem hvert transsekt (L, m) beregnes
som:
L=(M*n)/(B*D*d)
Der skal udtages 3 prøver i hver transekt ved afrømning af en 5m bred rabat til en dybde på
0,2 m. Der skal analyses en jordprøve per jordparti på 30 tons.
M=30 tons, n=3, B=5, D=0,2 og d = 1,8
L = (30*3)/(5*0,2*1,8) = 50 m
De tre prøver skal altså udtages fra transekter med 50 m’s afstand.
Den enkelte jordprøve udtages som en ensartet søjle gennem afgravnings-/afrømningsdybden,
for at prøven kan repræsentere det samlede jordparti. For dybere afgravningsniveauer kan
det vise sig hensigtsmæssigt med en niveaudeling af jordpartiet, fordi de terrænnære lag
normalt er mest forurenede. I den forbindelse udtages repræsentative jordprøver i to
niveauer, altså 2*n prøver per transsekt.
Prøvetagning kan hensigtsmæssig ske med karteringsbor eller en rørprøvetager.
Som det fremgår af bilag 5, stilles der ved håndtering af forurenet jord krav om
udtagning og analyse af én prøve, eventuelt i form af en blandingsprøve, for
hvert jordvolumen på for eksempel 30 tons. Resultaterne for samtlige
57

landingsprøver anvendes til beregning af gennemsnittet for det samlede
jordvolumen til en klassificeringsværdi, som ikke må overskrides. Herudover
må ingen blandingsprøve overskride grænseværdien med mere end 50 % /24/.
Der stilles krav om forholdsmæssigt færre prøver ved større partier, se også de
enkelte amters regler i bilag 5. Det forurenede areal bør derfor opmåles i
delområder svarende til det jordvolumen, som prøven skal repræsentere, se
eksempel 6.4.
Prøvetagning til klassificering bør generelt udføres efter principperne i boks
6.5.
Ved bortskaffelse af forurenet jord i byområder er der ofte tale om fyldjord,
altså om jord som er tilført arealet som opfyld eller som følge af årenes
skiftende bebyggelse, nedrivning og andre aktiviteter (kulturlag). Det kan her
være hensigtsmæssigt indledningsvist at indsamle oplysninger om fyldjordens
historik: kilder til diffus forurening af kulturlag, oprindelse af opfyld og senere
arealanvendelse i området.
Boks 6.5 Prøvetagning til klassificering af jord inden opgravning.
• Ved kendte kilder udtages prøver i forskellige dybder, svarende til de
forskellige jordlag i den planlagte afgravningsdybde i graveområdet, se
afsnit 6.1.1.1.
• Ved ukendte kilder eller diffus forurening udtages prøver i forskellige
dybder, svarende til de forskellige jordlag i et prøvetagningsgitter, se afsnit
6.1.1.2.
• Ved fyldjord kan der, se nedenfor, graves en rende med registrering af
fyldjordens udseende og egenskaber med henblik på en opdeling i
ensartede delområder.
• Der tages prøver fra de øverste jordlag til dokumentation af diffus
jordforurening og overfladespild med eksempelvis tungmetaller.
• Ved flygtige forureninger eller med indhold af slagger, affald m.v. benyttes
ikke blandingsprøver.
• Ved ikke-flygtige forureninger kan blandes prøver fra samme delområde
og jordlag (fra samme dybde).
• Ved punktkildeforurening udtages altid stikprøver.
• Prøvetagningsudstyr renses imellem hver prøve.
• Jorden opdeles derefter i ensartede jordpartier svarende til den mængde
jord, som hver jordprøve skal repræsentere, og kan henvises til rensning,
genanvendelse eller deponering.
Ofte vil det være muligt at afgrænse ensartede fyldlag eller –områder ved en
vurdering af jordart, farve og kvalitative forureningsindikationer som udseende
58

og lugt. Eksempelvis kan der ofte ses lagdeling som følge af terrænopbygning,
f.eks. for at skabe et kørestabilt fyldområde. Ved nyere terrænopbygning kan
ofte ses hældende lag, hvor opfyldning er sket ved tip fra lastvogne fra top af
fyldskråning.
6.1.3 Formål og strategier ved prøvetagning til dokumentation af
restforurening efter bortgravning
Formålet med prøvetagning efter opgravning er at dokumentere, at der er bortgravet
jord i fornødent omfang og svarende til kriterierne for bortgravning. Der
udtages i reglen jordprøver i bunden af udgravningen, samt i gravefronterne.
Antallet af prøver vil ofte være konkret aftalt med den aktuelle
miljømyndighed i forbindelse med gravetilladelse.
I forbindelse med oprensningen vil der foreligge mange analyser af den bortkørte
jord, som kan benyttes til at udpege delområder med størst risiko for
restforurening og dermed med størst behov for prøvetagning.
Generelt anbefales, at der udtages mindst 1 prøve per 50 m² i bunden af udgravningen
og mindst 1 prøve per 5 - 10 m langs gravefronten. Jordprøver skal
udtages fra en ren ny overflade, idet der inden udtagning af prøven er fjernet et
par cm af jordoverfladen. Fra delområder, hvorfra der er fjernet en hotspot, udtages
ekstra prøver, som så vidt muligt repræsenterer restforureningens maksimale
koncentrationer.
Det frarådes, at anvende blandingsprøver til dokumentation af restforurening
efter oprensning af punktkilder. Information om restforureningens rumlige
fordeling i bund og gravefronter er væsentlig som dokumentation for fjernelse
af hovedparten af jordforureningen, samt ved eventuel udpegning af områder
med behov for supplerende bortgravning. Blandingsprøver kan derimod
anvendes ved dokumentation af restforurening efter oprensning af diffus
jordforurening.
Det skal bemærkes, at der ofte anvendes feltmålinger (f.eks. PID screening)
supplementeret med laboratorieanalyser til vurdering af restforurening. Dette
betyder, at der udtages jordprøver til både feltmålinger og til laboratorieanalyser.
Prøvetageren skal her være opmærksom på, at feltmålinger og laboratorieanalyser
kan kræve forskellige forholdsregler og forskellige emballage.
6.1.4 Formål og strategier ved prøvetagning af opgravet jord
Formålet med prøvetagning af opgravet forurenet jord er at beskrive det gennemsnitlige
forureningsniveau med henblik på genanvendelse, rensning eller
deponering.
Reglerne for antal prøver per jordparti, se bilag 5 og afsnit 6.1.2, gælder også
her. Prøvetagning af opgravet jord udlagt i miler bør udføres efter principper i
boks 6.6.
59

Eksempel 6.5 Sandsynlighed for at finde et meget forurenet delparti i en
jordmile.
Der skal foretages karakterisering af en jordmile på 30 tons. I milen findes et meget forurenet
jordparti på ca. 5,7 tons svarende til 20 % af den samlede jordmile. I den meget forurenede
jord er forureningskoncentrationen 10 gange højere end i resten af milen. Der analyseres én
blandingsprøve af 5 stikprøver fra milens 30 tons jord.
Hvis én af de 5 stikprøver udtages i det forurenede parti og indeholder 10 gange så høj
koncentration som det gennemsnitlige indhold i de andre 4 prøver, vil blandingsprøven for
alle fem jordprøver indeholde:
(4+10)/5 = 2,8 gange gennemsnitskoncentrationen
Det vil sige, at blandingsprøvens koncentration er 2,8 gange gennemsnittet for de fire prøver
fra milens lavt forurenede dele. Hvis koncentrationen i en blandingsprøve fra en jordmile er
en faktor 3 højere end i andre jordpartier fra samme område, kan det altså tyde på, at milen
indeholder et meget forurenet delparti.
Sandsynligheden for, at én af de 5 delprøver udtages fra et meget forurenet delparti på 20% af
30 tons kan beregnes. De 30 tons jord svarer til et jordvolumen på 1 m x 4 m x 4 m inden
opgravning, dvs. for eksempel med afgravning til 1 m’s dybde i et areal på 16 m². De 5,7 tons
meget forurenet jord svarer til et areal på 3 m². Hvis det antages, at det meget forurenede
areal er cylinderformet med en radius 1 m og at de fem prøver udtages i et kvadratiske
boremønstre med et gitterlængde på 1,8 m, da kan sandsynlighed for at finde den forurenede
jord anslås til ca. 90 % (JAGG-beregning).
I en jordmile vil der ske en vis opblanding af det forurenede jordparti, og derfor er
sandsynligheden for at erkende den højere forurening i dele af milen reelt væsentligt lavere
end 90 %. Sandsynligheden for at erkende højere forurening i dele af en mile bliver mindre
med enten en lille koncentrationsforskel eller med en lille volumen jord men med højere
forurening.
Boks 6.6 Prøvetagning af opgravet jord udlagt i miler.
• Milen bør ikke være bredere end 5 m og ikke højere end 2,5 m.
• Milen opdeles i teoretiske snit på eksempelvis 5 m i længden, hvorfra der
kan tages op til 5 stikprøver i forskellige dybder, dog mindst i 50 cm´s
dybde. Disse prøver blandes sammen til én prøve til analyse.
• Ved flygtige forureninger eller med indhold af slagger, affald m.v. benyttes
ikke blandingsprøver.
• Prøvetagningsudstyr renses imellem hver prøve.
• Generelt frarådes det at blande mere end 5 jordprøver, se afsnit 6.6.
60

Ulemperne ved prøvetagning af opgravet jord i miler er, at jordprøverne ikke
kan dokumenteres repræsentative for den opgravede jord, idet der typisk kun
udtages én blandingsprøve per 30 tons. Dette illustreres i eksempel 6.5. Det er
derfor er vigtigt, at der ved etablering af jordmiler ikke blandes opgravet jord
fra forskellige delområder, især ved punktkildeforurening.
6.2 Udvælgelse af prøver til kemisk analyse
Der udtages i reglen langt flere jordprøver end det antal, der udvælges til
kemisk analyse. Udvælgelse af prøver til kemisk analyse vil afhænge af
undersøgelsesformålet, se boks 6.7 samt afsnit 6.1.
Boks 6.7 Udvælgelse af jordprøver til analyse.
• Udvælgelsen af jordprøver til analyse understøttes af prøvebeskrivelsen
(f.eks. jordart, misfarvning, indhold af fremmede partikler som slagger,
metalstumper, asfaltklumper).
• Prøver til vurdering af kildestyrke, forureningsart og sammensætning,
udvælges ud fra tegn på højt forureningsniveau.
• Prøver til afgrænsning af forurening udvælges ud fra tegn eller manglende
tegn på forurening (misfarvning, lugt, feltmålinger med PID), samt dybde
og afstand til kilden.
• Prøver til vurdering af ændring i sammensætning på grund af omsætning/
nedbrydning/udvaskning/forvitring udvælges udfra placering i forhold til
kilden, f.eks. i nedstrøms retning.
• Prøver til statistisk beregning af diffus eller baggrundsforurening
udvælges ud fra deres indbyrdes afstand, dybder og antal af nødvendige
prøver til de statistiske tests.
• Prøver til dokumentation af forureningskoncentration i jordpartier eller
restforurening efter bortgravning udvælges som repræsentative for
jordvolumen, en gravefront eller bunden af en udgravning.
• Ved forurening med flygtige stoffer udvælges prøver til kemisk analyse
efter screening af jordprøverne for indhold af flygtige stoffer ved hjælp af
photoionisationsdetektor (PID).
• Ved forurening med tungmetaller kan benyttes screeningsanalyser ved
f.eks. energidispersiv røntgenfluorescens (EDXRF) til udvælgelse af
prøver til analyse.
61

I eksempel 6.6 illustreres en typisk udvælgelsesproces.
Eksempel 6.6 Udvælgelse af prøver til analyse.
Der skal foretages undersøgelse af en industrigrund, hvor der forventes en diffus belastning
med metaller af overfladejorden over hele arealet samt nogle få hotspots med
opløsningsmidler omkring en tidligere produktionsbygning. Jorden består af sandet fyld ned
til cirka 1 m, herefter moræneler. Grundvandet forventes i et lag af smeltevandssand i ca. 5
m´s dybde.
Der foretages prøvetagning omkring og nedstrøms for den tidligere produktionsbygning efter
strategi for prøvetagning efter historik, samt fordelt over hele området efter strategi for diffus
forurening.
I prøver udtaget omkring den tidligere produktionsbygning ses vertikalt misfarvning og PID-
udslag fra jordoverfladen og ned til cirka 3 m.u.t. med maksimum omkring 1 m.u.t..
Horisontalt aftager forureningen inden for 10 m fra bygningen.
Der udvælges tre prøver til specifik vurdering af forureningssammensætningen og
kildestyrken, som følger:
• 1 m.u.t. ved kilden: prøven med højest PID udslag (sammensætning og kildestyrke).
• 2,5 m.u.t. ved kilden: prøve med væsentligt lavere, men stadig signifikant PID udslag
(sammensætning og nedsivning).
• 0,5 m.u.t. cirka 5 m fra kilden: prøve med signifikant PID udslag (sammensætning og
forureningsniveau i det øverste jordlag med henblik på vurdering af eksponeringsrisiko).
Der udvælges 10 prøver til vurdering af koncentrationsniveauet (5 prøver med moderate eller
lave PID udslag) samt afgrænsning (5 prøver med lave eller ingen PID udslag) af
hovedforureningen i forskellige afstande (2 - 15 m fra kilden) og dybder (0,25, 0,5 1, 2, 3 og 4
m.u.t.).
Der udvælges 30 prøver fra 10 cm´s dybde fordelt tilfældigt over hele område til vurdering af
den diffuse belastning med tungmetaller i topjorden.
6.3 Prøvetagningsteknik
Udtagning af jordprøver foretages enten i forbindelse med borearbejde, se
kapitel 5 og bilag 3 om boreteknikker, eller som selvstændig jordprøvetagning.
6.3.1 Prøvetagningsudstyr
Ved selvstændig jordprøvetagningen vælges prøvetagningsudstyr afhængig af
jordart, dybde, vandindhold og type af forurening. Beskrivelse af prøvetagningsudstyr
kan findes i bilag 8, og tabel 6.1 giver en oversigt over anvendelighed
af de mest benyttede typer af prøvetagningsudstyr.
62

63
Rørprøvetager
Ske
Håndboring eller mekanisk boring (H/M)
H/M H H H H H M M
Omrørt (O)/Intakt (I)
I O O O O O O O
Overfladejord og afgravningsfront X X X X X X
Umættet zone X X X
Under grundvandsspejlet X (X) (X) (X)
Separat forureningsfase X X
Fyld X X X X X X
Miler X X X
Vejjord X X X
( ): betinget egnet
Tabel 6.1 Anvendelse af prøvetagningsudstyr.
Anvendelse af rørprøveudtagere er ikke almindelig, men kan anbefales, hvor en
høj kvalitet af prøvetagning er særligt vigtig. Med rørprøvetager opnås en
intakt prøve med et minimalt stoftab. Ulempen ved rørprøvetagere er, at selve
prøvetagningen er mere tidskrævende og dermed indebærer længere eksponeringstid
for personale i arbejdsområdet og dyrere undersøgelser.
Anvendelse af håndboreudstyr som ske, skovl, karteringsbor samt pæle-/spadebor
og håndbor giver prøvetageren et godt indtryk af prøvematerialet. Flygtige
stoffer vil imidlertid relativt let kunne afdampe.
Karteringsbor giver en god profilering med ensartet tværsnit, hvilket har særlige
fordele ved beskrivelse af geologi og fordeling af forureninger med ringe
mobilitet. For flygtige forureninger er karteringsbor mindre velegnet på grund
af den relativt store eksponerede prøveoverflade, hvorfra der kan ske
afdampning under prøvehåndteringen.
Anvendelse af mekaniske boremetoder er nødvendig ved større prøvetagningsdybde.
Anvendelse af sneglebor (auger) er her almindelig ved jordprøvetagning,
se kapitel 5 og bilag 3.
I boks 6.8 er samlet anvisninger vedrørende valg af prøvetagningsudstyr.
Skovl
Karteringsbor
Pæle- og spadebor
Håndbor
Snegle- og kopbor
Sandspand

Boks 6.8 Valg af prøvetagningsudstyr.
Prøvetagningsart Prøvetagningsudstyr Anvendelse
Overfladejord og
afgravningsfronter
64
Skovl/jordske Anvendes til at skrabe overflader eller fronter fri
for indtørrede lag eller nedfald.
Rørprøveoptager Intaktprøver med kendt prøvetværsnit og ens
prøvehøjde og niveau.
Karteringsspyd Kan optage et forureningsprofil med et kendt
tværsnit indtil 0,7 - 1,0 m under terræn samt
anvendes til karakterisering af jordbund og
geologi.
Pælebor/spadebor Anvendes til at forbore til ønsket prøvetagningsniveau,
hvorefter en intakt prøve kan udtages
med en rørprøveoptager.
Håndbor Anvendes til at forbore til ønsket prøvetagningsniveau
eller ved udtagning af omrørte jordprøver
Umættet zone Boresnegl
fra udvalgte prøvedybder, f.eks. 10-20 cm.
Giver omrørte prøver, da der typiske opbores 1
m, hver gang borestrengen sænkes. Traditionelt
udtages omrørte jordprøver per 0,5 m boredybde
og supplerende prøver fra afvigende mindre lag.
Anvendelse af en rørprøvetager bør overvejes
ved flygtige komponenter.
Kopbor Giver omrørte prøver, dog opbores typisk < 0,5
m hver gang borestrengen sænkes. Der opnås en
rimelig prøvekvalitet, da opblanding langs borevægge
kan undgås, og koppen i højere grad end
sneglen kan fastholde løse aflejringer.
Håndbor Anvendes under særligt trange adgangsforhold.
Rendegraver eller Kan anvendes til at få et overblik over
gravning
forureningens fordeling på en grund..
Under grund- Boresnegl med borerør Vandførende horisonter skal søges afskåret af
vandsspejlet
borerøret så jordprøven kan udtages “tørt”.
Omrørte prøver kan udtages i ler eller silt.
Prøvetagning i sand er problematisk og erstattes
af vandprøvetagning.
Fyld Håndbor
Giver omrørte prøver, hvorved det visuelt kan
Karteringsspyd verificeres, at prøvematerialet er repræsentativt,
Pælebord/spadebor og store fragmenter som sten og fyldlegemer kan
fjernes.
Rendegraver eller Anvendes til at få et overblik over deponerings-
gravning (ske/skovl) forhold og evt. forurenede lag i tilkørt fyldjord.
Kan også være nødvendig i fyld med
bygningsaffald.
Miler Håndbor
Giver omrørte prøver, hvorved det visuelt
Karteringsspyd verificeres, at prøvematerialet er repræsentativt,
og store fragmenter som sten og fyldlegemer kan
fjernes.
Vejjord Rørprøveoptager Jordprøverne bør udtages repræsentativt for den
Karteringsspyd aktuelle dybde, da der ofte er tale om
overfladeforureninger, se /10/.

6.3.2 Rensning af prøvetagningsudstyr
Ved prøvetagning er der risiko for, at overfladen af det opborede materiale
forurenes både ved kontakt med forurenet jordlag og med boreudstyr. I boks
6.9 er givet forholdsregler til at undgå krydskontaminering af jordprøver
ved rensning af jordprøvetagningsudstyr.
Boks 6.9 Rengøring af prøvetagningsudstyr.
• Overflader på prøvetagningsudstyr renses omhyggeligt.
• Prøvetagningsudstyr rengøres afhængig af den konkrete situation:
○ Type af prøvetagningsudstyr.
○ Jordart.
○ Forureningsart.
○ Forureningsomfang.
• Ved organiske forureninger med olie, tjære og opløsningsmidler anvendes
den mest omfattende form for rensning: højtryksspuling eller damprensning.
• Ved moderat jordforurening med tungmetaller og PAH på lavt niveau kan
anvendes mekanisk afrensning og aftørring med en ren klud.
6.3.3 Dokumentation af jordprøvetagning
Jordprøvetagning udføres med henblik på en vurdering af både jordbunden,
den geologiske lagfølge og forureningsforholdene. Det er derfor afgørende, at
prøvetagningens forløb og observationer undervejs nedskrives som
dokumentation, se boks 6.10 og kapitel 9.
Boks 6.10 Dokumentation af jordprøvetagning.
Generelt for al jordprøvetagning bør prøvetagningen dokumenteres i en
feltjournal, med angivelse af:
• Tidspunkt.
• Prøvetager.
• Prøvetagningsudstyr.
• Skitse over prøvetagningsområde.
• Indmåling af prøvetagningssted, -dybde og koordinater.
• Jordbeskrivelse (jordart, vand, misfarvning eller –lugt, indhold af
fremmede partikler, f.eks. slagger, metalstumper, asfaltklumper.
65

6.4 Emballage, forbehandling og opbevaring af jordprøver
Når der planlægges en prøvetagning, skal emballage, forbehandling og opbevaring
af prøver altid drøftes med det valgte analyselaboratorium. Der
indhentes oplysninger om prøvebeholdere, prøvemængde, prøvernes holdbarhed,
forbehandling, konservering og opbevaring. Overordnede forholdsregler
med hensyn til emballage, transport og opbevaring af en række forureningsstoffer
er angivet i afsnit 6.5.1-6.5.5, men der skal altid gives fortrin til specifikke
krav fremsat af laboratoriet, for eksempel af hensyn til den konkret
anvendte metode.
Generelt bør tidsrummet mellem prøvetagning og indlevering til laboratoriet
reduceres til et minimum. Dato for prøvetagning og indlevering til laboratoriet
skal fremgå af undersøgelsesrapporten /16, 90/. Prøverne skal mærkes (vandfast)
med rekvirentens navn, navnet på lokaliteten, prøvenr. samt dato for udtagning
/90/.
Alle prøver kan indtil modtagelse på laboratoriet med fordel opbevares i køletaske.
6.5 Særlige forholdsregler ved udtagning af jordprøver
Efter forureningsstoffernes egenskaber kan for hver stofgruppe anvises særlige
forholdsregler, der skal tages for jordprøvetagning, for hver stofgruppe.
Forholdsreglerne omfatter dels prøvetagningsudstyr, dels emballage,
forbehandling og opbevaring.
Med henblik på valg af passende forholdsregler under prøvetagning og –
håndtering opdeles forureningerne efter egenskaber som flygtighed, adsorberbarhed
og nedbrydelighed. I bilag 9 er de mest almindelige forureninger i
jord og grundvand klassificeret efter disse egenskaber, og klassificeringen er
benyttet i den efterfølgende anbefaling af emballage, opbevaring m.v..
6.5.1 Forholdsregler ved flygtige stoffer
Flygtige stoffer, se bilag 9 for stoffer, er sårbare overfor utæt emballage, høje
temperaturer og lange transporttider /5, 16, 26, 52, 53, 74, 91/.
Under prøvetagning skal det undgås, at der sker afdampning af de flygtige
stoffer. Jordprøver tages altid fra en afrenset jordflade, hvor der er fjernet
mindst et par cm jord fra jordprofilen eller fra materialet på sneglen.
Jordprøver udtages bedst med en lille rørprøvetager eller med en spatel/ske og
overføres direkte til prøveemballagen, som lukkes umiddelbart efter. Prøverne
må ikke homogeniseres, og der må ikke laves blandingsprøver. Mange af de
letflygtige stoffer er også nedbrydelige, således at de vil være følsomme for
66

længere tids opbevaring og høje (> 4°C) opbevaringstemperaturer, se afsnit
6.5.2.
Stoftyper Olieprodukter.
Chlorerede opløsningsmidler.
Vandopløselige opløsningsmidler.
Andre opløsningsmidler.
Kviksølv.
Prøvetagningsudstyr /78, 79/ Karteringsspyd, håndbor, minirørprøvetager,
ske eller spatel af teflon, rustfrit stål, HDPE
eller PP.
Prøveemballage /53, 78, 79/ 100 - 250 ml ekstraktionsglas, membranglas
(glas med teflon belagt septum).
Prøvemængde Cirka 60 g jord (40 ml).
Konservering /78, 79/ Eventuelt ved tilsætning af
ekstraktionsmiddel efter aftale med
analyselaboratoriet.
Transport og opbevaring /78, 79/ Mørkt og køligt ved 0 - 4 °C, undgå frysning.
Holdbarhed efter evt. konservering /74, 78. 79/ 24 timer uden konservering ved 4°C.
14 dage, hvis konserveret ved tilsætning af
ekstraktionsmiddel.
Kviksølv dog 28 dage ved 4°C.
Forbehandling Ingen forbehandling.
Analysen foretages på hele prøven i
emballage.
Bemærkninger Yderligere skal bruges jord til
tørstofbestemmelse (samt eventuelt
glødetab). Normalt fremsendes til dette
formål cirka 100 g i plast- eller diffusionstæt
pose (nylon/ polyamid). Ligeledes foretages
eventuelle PID målinger på en delprøve i en
diffusionstæt pose (ofte nylon).
Tabel 6.2 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,-mængder,
-konservering og opbevaring for flygtige stoffer.
6.5.2 Forholdsregler ved nedbrydelige/omdannelige stoffer
Under opbevaring og transport kan der ske en begyndende nedbrydning/omsætning
af forureningen, således at koncentrationerne ved ankomsten til laboratoriet
vil være mindre end i det forurenede jordlag. Der vil endvidere kunne
dannes nedbrydningsprodukter /16, 91/. Nedbrydning kan undgås ved igangsættelse
af analyse umiddelbart efter prøvetagning, eller ved at prøverne
konserveres, opbevares ved lav temperatur, eller for stoffer, der kun nedbrydes
aerobt, ved at prøverne opbevares i et iltfrit miljø. Flere af de flygtige stoffer er
også nedbrydelige, men krav vedrørende holdbarhed for flygtige stoffer vil
også sikre mod nedbrydning.
67

Stoftyper Phenoler.
Chrom VI.
Cyanid.
Prøvetagningsudstyr /78, 79/ Karteringsspyd, håndbor, minirørprøvetager, ske
eller spatel af teflon, rustfrit stål, HDPE eller PP.
Prøveemballage /74, 78, 79/ 100 - 250 ml ekstraktionsglas, membranglas (glas
med teflon belagt septum).
For chrom VI: glas og plast (PE).
Prøvemængde Cirka 60 g jord (40 ml).
Konservering /78, 79/ Phenoler: eventuelt tilsætning af ekstraktionsmiddel.
Transport og opbevaring /74, 79, 80/ Mørkt og køligt ved 0 – 4°C.
Holdbarhed efter evt. konservering /74,
79, 80/
68
24 - 48 timer uden konservering.
Phenoler bør derivatiseres (analyse igangsættes)
inden for 48 timer.
Cyanid dog 14 dage ved opbevaring ved 4 °C /79/.
Chrom VI 24 timer /79/.
Forbehandling Ingen forbehandling.
Bemærkning Yderligere skal bruges jord til tørstofbestemmelse
(samt eventuelt glødetab). Normalt fremsendes til
dette formål cirka 100 g i plast- eller diffusionstæt
pose (nylon/ polyamid).
Tabel 6.3 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,-mængder,
-konservering og opbevaring for nedbrydelige/omdannelige
stoffer.

6.5.3 Forholdsregler ved ikke-flygtige, adsorberbare organiske stoffer
Stoftyper PAH.
PCB.
Tung olie.
Dioxiner.
Phthalater.
Prøvetagningsudstyr /78, 79/ Kvarteringsspyd, håndbor, minirørprøvetager, ske
eller spatel af teflon, rustfrit stål, HDPE eller PP.
Prøveemballage /78, 79/ Glas, teflon.
Prøvemængde Cirka 60 g jord ~ 40 ml.
Konservering /78, 79/ -
Transport og opbevaring /78, 79/ Mørkt og køligt ved 0 - 4°C.
Holdbarhed efter evt. konservering /16,
21,22, 91/
69
14 dage ved opbevaring mørkt ved 4 °C.
(i /74/: PAH 4 dage, PCB 10 dage).
40 dage efter ekstration.
Forbehandling Ingen forbehandling, med mindre der udføres en
tørring og homogenisering af prøven før analysen.
Der udtages en delprøve på cirka 20 - 50 g.
Bemærkning Yderligere skal bruges jord til tørstofbestemmelse
(samt eventuelt glødetab). Normalt fremsendes til
dette formål cirka 100 g i plast- eller diffusionstæt
pose (nylon/ polyamid).
Tabel 6.4 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,-mængder,
-konservering og opbevaring for ikke-flygtige, adsorberbare
organiske stoffer.

6.5.4 Forholdsregler ved metaller og lignende
Ved prøvetagning i metalforurenet jord skal det undgås, at der kommer
metalspåner eller rust i prøven fra prøvetagningsudstyret.
Stoftyper Tungmetaller: kobber, chrom, nikkel, bly, arsen,
molybdæn, zink, cadmium.
Ikke kviksølv (flygtigt) se tabel 6.2.
Ikke chrom VI (nedbrydeligt/omdanneligt) se
tabel 6.3.
Fluorid.
Prøvetagningsudstyr /78, 79/ Karteringsspyd, håndbor, minirørprøvetager, ske
eller spatel af teflon, HDPE eller PP.
Prøveemballage /78, 79, 91/ Glas, diffusiontætte poser (nylon/polyamid) eller
poser af polyethylen/polypropylen.
Kontakt til PVC og polystyren skal undgås på
grund af risiko for afsmitning med cadmium.
Prøvemængde Cirka 1- 2 g jord (der afleveres typisk 100 - 200 g).
Konservering /78, 79/ -
Transport og opbevaring /78, 79/ Køligt 0 - 4°C.
Holdbarhed /78, 79, 91/ 6 måneder.
Forbehandling Med forbehold for ændringer i koncentrationer er
der ofte foreslået forbehandling som tørring,
knusning og homogenisering samt forberedelse af
blandingsprøver, se afsnit 6.6. Udstyr til
homogenisering og ved blanding af prøver skal
være af rustfrit stål, teflon, HDPE eller PP.
Der udtages en delprøve på cirka 1-2 g til
analysen.
Bemærkning Der bruges evt. yderligere en delprøve af den
afleverede prøve til tørstofbestemmelse (samt
eventuelt glødetab).
Tabel 6.5 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,-mængder,
-konservering og opbevaring for metaller og lignende.
6.6 Efterbehandling af jordprøver
6.6.1 Stikprøver eller blandingsprøver
I afsnit 6.1 er for konkrete anvendelser angivet, om der kan fremstilles og
analyseres blandingsprøver, eller om dette ikke er hensigtsmæssigt for det
angivne formål. Beslutning herom skal indgå i prøvetagningsstrategien.
Fordelene ved at anvende blandingsprøver er som følger:
+ Reducerede analyseomkostninger, idet der kan analyseres færre prøver.
+ Blandingsprøven repræsenterer gennemsnittet af de sammenstukne prøver.
70

+ Blandingsprøven repræsenterer et større jordvolumen end én stikprøve.
Der er følgende ulemper:
− Forbrug af tid og ressourcer på at blande stikprøverne.
− Risiko for prøveforurening (krydskontaminering ved udstyr, som anvendes
til blanding af prøver).
− Risiko for stoftab (nedbrydning, omdannelse eller afdampning).
− Usikkerhed vedrørende blandingsprøvens homogenitet med hensyn til
opblanding af stikprøver.
− Tab af information om spredning i koncentrationsniveauer (forureningens
variabilitet skjules).
Ideelt set svarer resultatet for en blandingsprøve til gennemsnittet af resultaterne
fra de enkelte stikprøver. Det skal dog bemærkes, at usikkerheden på ét
analyseresultat for én blandingsprøve af 5 stikprøver vil være godt 2 gange
større end usikkerheden på gennemsnittet af 5 analyseresultater opnået ved én
analyse af hver stikprøve. Dette skyldes det færre antal resultater for blandingsprøven.
Der er endvidere en praktisk øvre grænse for, hvor mange prøver, der kan
blandes til en homogen jordprøve. Den øvre grænse er baseret på erfaringer og
skyldes først og fremmest, at indholdet af ler, partikler af forskellig størrelse
(sten, grus, sand, silt, asfalt), organisk materiale og affald kan forhindre en
effektiv homogenisering af jordprøverne. Normalt anbefales det ikke, at der
blande mere end 5 jordprøver /78, 79/.
Boks 6.11 Anbefaling vedrørende brug af blandingsprøver.
• Blandingsprøver kan benyttes til at reducere analyseomkostningerne, hvis
alene det gennemsnitlige indhold i et jordvolumen ønskes bestemt.
• Jo flere prøver, der blandes, jo bedre er vurderingen af det sande
gennemsnit, men der er en øvre grænse for mange prøver, der kan blandes
til en homogen jordprøve.
• Jo flere prøver, der analyseres, jo bedre er vurderingen af det sande
gennemsnit.
• Der blandes højst 5 stikprøver for at sikre fuldstændig blanding.
• Der benyttes ikke blandingsprøver, hvis der undersøges for flygtige stoffer.
• Der benyttes ikke blandingsprøver, hvis der ønskes oplysninger om en
forurenings rumlige fordeling på en grund eller i et jordparti.
71

Blanding af prøver skal udføres standardiseret med afprøvede teknikker og
udstyr, hvis de skal repræsentere gennemsnittet for de sammenstukne
stikprøver. Blandingsprøver fremstillet ved omrøring i en spand i felten, vil
sjældent være homogene, og det er tvivlsomt, om de delprøver på cirka 100 g,
som typisk udtages til kemisk analyse, repræsenterer gennemsnittet af alle de
sammenstukne prøver. Derfor anbefales det, at stikprøverne sendes til
analyselaboratoriet med en anvisning om, hvordan de skal blandes. Nedenfor er
givet et forslag til forsvarlig fremstilling af blandingsprøver, som det kan gøres
på et laboratorium eller under laboratorielignende forhold.
Forbehandling med tørring, sortering, knusning og eventuelt sigtning af stikprøver
giver de bedste blandingsprøver, men forbehandling kan påvirke
analyseresultaterne, se afsnit 6.6.2.
Benyttes forbehandling ikke, skal store sten og asfaltklumper på mere 0,5 cm
fjernes, før der udtages en delprøve til blandingsprøven /79/. Vægten af det
fjernede materiale skal noteres og rapporteres i forhold til den totale vægt af
stikprøven. Hver stikprøve homogeniseres grundigt ved omrøring, således at
jordens klumper findeles mest muligt. Herefter deles jorden i fire lige store
dele på en bakke (rustfrit stål, teflon eller HDPE). Hver fjerdedel blandes
grundigt hver for sig og blandes herefter med fjerdedelen fra det modsatte
hjørne. Jorden deles igen i fire fjerdedele og blandes denne gang med de
nærmeste fjerdedele. Processen gentages indtil prøven opfattes som homogen,
hvor det nødvendige antal blandinger afhænger af jordarten. Der foretages nu
en sidste opdeling i fjerdedele, og én af fjerdedelene udtages til blandingsprøven.
De øvrige fjeredele af stikprøven markeres med identifikation og
opbevares køligt og mørkt i en passende emballage. Dermed kan de enkelte
stikprøver efterfølgende analyseres i tilfælde af et afvigende resultat for
blandingsprøven.
Alle delprøver i blandingsprøven skal være lige store, og de eksakte delprøvemængder
skal noteres. Typisk anvendes op til cirka 500 g per delprøve. Delprøverne
placeres på en ren stålbakke, hvor jorden blandes til en blandingsprøve
efter den beskrevne fjerdedelsblanding, indtil prøven er homogen. Til sidst
deles blandingsprøven i fire ens fjerdedele. Én fjerdedel sendes til analyse, og
de andre opbevares som reserveprøver eller anvendes til dobbeltbestemmelser
eller andre analyser.
Hvis jorden ikke findeles ved omrøring, f.eks. ved lerede og fugtige prøver,
kan det være nødvendigt at ælte prøverne sammen i en prøvepose for homogenisering,
men blandingen er ikke effektiv og giver ikke sikkerhed for, at
blandingsprøven bliver repræsentativ for stikprøverne.
6.6.2 Tørring, frasortering, knusning og sigtning
Forbehandling af en jordprøve omfatter normalt:
72

• Tørring.
• Frasortering.
• Knusning.
• Sigtning.
• Homogenisering.
Formålet kan være:
• Overholdelse af krav i analyseforskrift.
• Homogenisering inden udtagning af delprøve til analyse.
• Homogenisering inden blanding af stikprøver.
Da forbehandling ændrer prøvernes indhold af forureninger, udføres
forbehandlingen altid i samråd med analyselaboratoriet og helst af laboratoriet.
Eksempel 6.7 Effekt af frasortering af småsten mv. inden analyse af
jordprøver
Et parti jord forurenet med PAH og bly skal karakteriseres inden formodet aflevering til
jordrenser. Jorden indeholder 20 % (på vægtbasis) småsten m.v. Prøver afleveres til et
laboratorium, der frasorterer småsten mv inden delprøve udtages til analyse. Efter
modtagelse hos jordrenseren analyserer dennes laboratorium nogle prøver af jordpartiet,
hvor delprøve af hele den foreliggende prøve uden frasortering af småsten tages i arbejde
PAH og bly vil stort set udelukkende findes i den finkornede del af jordprøverne, således at
frasorteringen først og fremmest fjerner materiale uden forureningerne.
Tal i mg/kg TS Koncentration ved
start karakterisering
73
Koncentration ved
modtagekontrol
hos jordrenser
Overgrænse for klasse 3
jord
Total PAH 90 70 75
Bly 390 310 400
Jorden skal under alle omstændigheder klassificeres som klasse 3 med hensyn til bly og derfor
efter reglerne for håndtering af forurenet jord i det pågældende amt deponeres.
Ved start karakteriseringen af jorden var den i klasse 4 med hensyn til PAH og skulle derfor
renses til klasse 3 for PAH inden deponering. Efter transport til jordrenseren var jorden i
klasse 3 med hensyn til både bly og PAH og kunne derfor deponeres direkte. Der er
selvfølgelig ikke sket nogen rensning for PAH under transporten, men forskellen skyldes alene
forskellige praksis på de to laboratorier med hensyn til frasortering af sten m.v.
Eksemplet viser, at man som rekvirent af analyser altid skal specificere, hvordan prøver
ønskes forbehandlet, således at usammenlignelige resultater af denne type undgås.
Der er her er valgt at bruge klassificeringsreglerne for håndtering af forurenet jord på
Sjælland /24/ og fra Købehavns Kommune /23/. Konsekvenserne mht. frasortering af småsten
mv. er uafhængige af klassificeringsregler og kriterier.

Tørring udføres med det formål at kunne foretage en effektiv sortering og
knusning af jorden i de efterfølgende trin. Ved tørring mistes flygtige stoffer,
og i øvrigt kan prøven oxideres.
Ved frasortering fjernes større sten, grene, affald og andet materiale fra
jorden. Det frasorterede materiale skal beskrives og vejes, således at den
frasorterede fraktion kan beregnes. Ved frasortering kan der ske opkoncentrering
af forureninger i resterende prøve ved fjernelse af den grove fraktion, se
eksempel 6.7. Sorteringspraksis kan variere hos de forskellige laboratorier,
hvorfor sorteringsmetode altid skal aftales ved kontakt til laboratoriet.
Ved knusning brydes jordens struktur, og det er efterfølgende nemmere at sigte
jorden. Knusning kan øge tilgængeligheden af forureninger for analyse, for
eksempel ved analyse for tungmetaller efter delvis oplukning med salpetersyre.
Sigtning efter knusning igennem for eksempel en 2 mm sigte fjerner på
standardiseret måde resterende store sten og grenstumper. Derefter findeles
eventuelle jordklumper i en morter, og sigtningen gentages, hvorefter det
sigtede materiale fra de 2 sigtninger blandes til én prøve, som homogeniseres
ved grundig omrøring.
I nogen tilfælde benyttes andre forbehandlingsteknikker, f.eks. formaling af
den totale prøve som første trin eller frasortering af fraktioner større end 2 mm,
og derfor bør forbehandlingsmetode altid fremgå af analyserapporten.
6.6.3 Udtagning af delprøver til analyse (neddeling)
Den jordmængde, som analyseres, udgør kun en lille del af en udtaget jordprøve,
typisk en delprøve på 2 - 60 g af 500 g total jord. Udtagningen af
delprøver til analyse vil på grund af jordens inhomogenitet medføre en variation
i analyseresultaterne (delprøvevariabilitet). Delprøvevariabiliteten kan
reduceres ved homogenisering af jordprøverne inden delprøvetagning. Normalt
foregår homogenisering, se afsnit 6.6.2, og udtagning af delprøver på
laboratoriet.
For ikke flygtige stoffer bør prøverne homogeniseres, før der udtages delprøver,
se afsnit 6.6.2 for fremgangsmåden. Af analyserekvisitionen til laboratoriet
bør krav om homogenisering af prøven eller ikke fremgå. Hvis der ikke ønskes
homogenisering, vil analyselaboratoriet normalt (men ikke nødvendigvis)
tilstræbe at udtage en så repræsentativ delprøve som muligt, idet store sten og
grene fjernes eller udelades fra delprøven.
For jordprøver til analyse for flygtige stoffer udtages prøverne direkte i de
prøveglas, som analyserne efterfølgende udføres i. Homogenisering er ikke
mulig, og delprøvetagning foretages ikke. Der må for denne type stoffer og
denne fremgangsmåde forventes en betydelig større variation end for stoffer,
hvor der kan analyseres delprøver repræsenterende større mængder jord.
74

6.7 Præcision af jordprøvetagning
Præcisionen af prøvetagning vil afhænge af forureningens fordeling, jordens
heterogenitet og prøvetagningens kvalitet.
Generelt skønnes prøvetagningsvariabiliteten at kunne fordeles som følger på
enkeltdele i processen /76/:
• Prøve- og delprøvetagningsvariabilitet 90 %.
• Prøveforbehandling mindre end 10 %.
• Analyser mindre end 1 %.
Eksempel 6.8 Prøvetagningsvariabilitet af PAH ved diffus forurening.
Der er gennemført analyse for PAH ved GC-MS af 8 jordprøver udtaget fra et 20 m² diffust
forurenet areal.
mg/kg TS
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
mg sum af PAH /kg TS
Min. 0,18
Median 0,36
Maks. 2,8
Middelværdi 0,64
% rel. std. afv. 140
Det ses, at indholdet af en diffus forurening som PAH kan variere mere end faktor 10 (relativ
standardafvigelse 140 %) inden for et lille område (20 m 2 ), der formodentlig har være udsat
for samme, ensartede forurening. I samme område var variabiliteten for tungmetallerne
chrom, kobber, zink og bly 33-67 % og altså betydeligt lavere.
Eksemplet fortsættes i eksempel 6.9.
Sum af PAH
M N O P Q R S T
Enkelt bestemmelser på prøver fra 20 m²
Sum af PAH
Ud fra prøvetagning ved diffus forurening kan den bedst mulige præcision
vurderes, idet forureningen her er jævnt fordelt over større arealer, se eksempel
6.8 og 6.9.
75

Eksempel 6.9 Delprøvevariabilitet af tungmetaller ved diffus forurening.
Der er analyseret 5 delprøver á 2 g fra én totalprøve efter forbehandling og homogenisering.
.
76
mg/kg TS
280
240
200
160
120
80
40
0
mg /kg TS
Bly Chrom Kobber Zink
Min. 120 11 34 200
Median 130 11 36 200
Maks. 160 12 39 210
Middelværdi 134 11,2 36 204
% rel. std. afv. 12,5 11,5 5,2 2,7
Ved analyse af delprøver af en totalprøve varierede f.eks. indholdet af bly fra 120 til 160
mg/kg tørstof efter forbehandling og homogenisering, og de relative standardafvigelser var i
intervallet 3 - 13 %.
Eksemplet er en fortsættelse af eksempel 6.8 og omhandler samme område.
Der er altså forventeligt, at resultaterne for en række stikprøver kan variere 100
%, og for en række delprøver af samme stikprøve efter forbehandling og
homogenisering 10 %.
A B C D E
5 dobbelt bestemmelse ICP
Bly
Chrom
Kobber
Zink

7. Prøvetagning af grundvand
7.1 Formål, strategier og krav ved prøvetagning af grundvand
Der er stillet krav til prøvetagning af grundvand i en række danske love,
bekendtgørelser og vejledninger (se afsnit 2.1). Der er her 2 hovedformål med
prøvetagning af grundvand:
• Undersøgelse af forureningstilstand, -udbredelse og –kilder i et
grundvandsmagasin (forureningsundersøgelse).
○ Undersøgelser af forurenede grunde.
○ Tilsyn med deponeringsanlæg og industrier.
○ Tilsyn med grundvandsoprensning (afværge).
○ Overvågning af grundvandsressourcen.
• Undersøgelser af oppumpet vandkvalitet (vandkvalitetsundersøgelser).
○ Boringskontrol på vandværker.
○ Tilsyn med afværgepumpning.
I en forureningsundersøgelse vil prøvetagningen have til formål at vise variationen
i grundvandets sammensætning i et magasin. Den ønskede horisontale
og vertikale opløsning vil være fastlagt udfra undersøgelsens formål og økonomi.
I undersøgelser af oppumpet vandkvalitet er formålet at vise, hvordan det
oppumpede vands sammensætning er og varierer med tid, men ikke at vise horisontal
eller vertikal variation. Den tidslige opløsning skal her fastlægges udfra
vandkvalitetens variabilitet og kravene til beskrivelsen af variabiliteten
udfra anvendelsen af resultaterne.
For en undersøgelse på en forurenet grund anbefales typisk mindst 1 filterboring
til prøvetagning af grundvand, filtersat i den øverste del af grundvandsmagasinet
og placeret umiddelbart nedstrøms for det mest forurenede område
/17-21/. I risikovurderingen indgår endvidere målinger af en forurenings
kildestyrke defineret som koncentrationen af forureningsstoffer i den øverste
del af grundvandsmagasinet, og disse koncentrationer kan enten beregnes eller
måles /17/. Ønskes kildestyrken målt, kræver det filtersætning af boringer i de
øverste 25 cm af magasinet. Dog kan et lidt længere filter benyttes, men så skal
den målte kildestyrke korrigeres for det bredere prøvetagningsinterval ved en
beregning. I praksis kræver amterne ved kortlægningsundersøgelser typisk
placering af 1 filterboring nedstrøms for det mest forurenede område, hotspot.
Boringen skal så filtersættes i den øverste del af grundvandsmagasinet, typisk
fra 1 til 2 m under grundvandsspejlet /3/. En egentlig fastlæggelse af
grundvandsforureningens vertikale og horisontale fordeling er altså ikke
normalt en del af en undersøgelsesstrategi ved en kortlægningsundersøgelse.
77

I undersøgelser af forurenede grunde for Oliebranchens Miljøpulje (OM) stilles
krav om mindst én boring til et eventuelt lokalt grundvandsmagasin /11/. I
forbindelse med beslutning om oprensning ved naturlig nedbrydning på OM
grunde stilles krav om undersøgelser omfattende flere boringer.
Ved et deponeringsanlæg skal etableres mindst 3 moniteringsboringer til kontrol
af grundvandet for forurening, heraf én opstrøms og 2 nedstrøms for anlægget
/25/. Nedstøms boringer skal placeres så tæt på anlægget som muligt.
Antallet af boringer skal forøges, hvis det er nødvendigt for at sikre overvågning
af eventuel udsivning på grund af anlæggets størrelse eller komplicerede
hydrogeologiske forhold.
Fremgangsmåden ved undersøgelser ved fyld- og lossepladser er yderligere
detaljeret i 2 rapporter, der giver forslag til fremgangsmåden og diskuterer
fordele og ulemper /92, 93/.
Ved oprensning af et grundvandsmagasin (afværgeforanstaltning) skal det
kontrolleres, at oprensningen forløber planmæssigt, samt at forureningen ikke
breder sig. Der skal derfor etableres boringer ved kilden, i forureningsfanen, i
periferien, samt eventuelt nedstrøms for forureningen, afhængig af oprensningsmetode
/17/.
Overvågningen af grundvandsressourcen foregår i regi af programmet for
grundvandsmonitering (GRUMO) og som en del af landovervågningsprogrammet
(LOOP), som begge er en del af det Nationale Overvågningsprogram
for Vandmiljøet /14/. Overvågningen foregår dels som en overvågning
af det terrænnære grundvand i LOOP områderne, dels som integreret måling af
grundvandskvaliteten i de 67 GRUMO områder. Moniteringsstrategien for
GRUMO områderne omfatter i princippet 3 typer af boringer, se figur 7.1:
• Punktmoniterende (terrænnært grundvand).
• Liniemoniterende (boringer fordelt langs grundvandets stømningslinier,
med udtagning i flere dybder).
• Volumenmoniterende boringer (boringer med ét bredt filter spændende over
hele eller en stor del af magasinets dybde).
For boringskontrol på vandværker er frekvensen af kontrollen fastlagt
således, at alle boringer undersøges over en periode på 3-5 år, afhængig af
vandværkets størrelse. Der foreligger ikke krav til årstid for prøvetagningen
eller kobling til driftsparametre /12/.
For tilsyn med afværgeboringer er formålet dels at understøtte den tekniske
drift af en eventuel vandbehandling, dels en kontrol af, at afledet vand overholder
tilladelser til afledning. Afledningen af oppumpet vand til recipient eller til
kloak og videre til renseanlæg reguleres normalt af en afledningstilladelse fra
tilsynsmyndigheden /17/ baseret på reglerne for spildevandstilladelser /94/ eller
for udledning af farlige stoffer direkte til recipienter /95/. Tilladelsen vil som
78

hovedregel fastlægge krav til analyser (parametre, metoder), til oppumpning og
til prøvetagningsfrekvens, men ikke til selve prøvetagningens tekniske
gennemførelse.
Figur 7.1 Principskitse for et grundvandsovervågningsområde /96/.
Prøvetagning ved undersøgelser af grundvandsforurening vil dermed som
hovedregel falde i én af 3 hovedtyper:
• Udtagning af terrænnært grundvand (punktmoniterende, nedstrøms for
hotspot, rutine).
79

• Udtagning af dybdespecifikke prøver (liniemoniterende, primært ved tvivl
om forureningskilde eller udbredelse).
• Udtagning af oppumpet vand (volumenmoniterende, primært ved
boringskontrol og kontrol på vandværk nedstrøms en forurening).
Ved ”oppumpet vand” forstås her vand som det opnås fra den pågældende
boring under fastlagte pumpebetingelser, til forskel fra grundvand, som det
foreligger i formationen med horisontale og vertikale variationer.
Disse 3 hovedtyper vil blive benyttet i gennemgangen af prøvetagningens faser
i de følgende afsnit. Anvendeligheden af boringstyper med forskellig moniteringsevne
er vist i boks 7.1.
Boks 7.1 Anvendelighed af boringstyper i undersøgelser af
grundvandsforurening.
• Punktmoniterende (korte filterboringer med vandindtag lige ved
grundvandsspejlet):
○ Prøver til fastlæggelse af forurening af grundvandet umiddelbart
nedstrøms for hotspot ved forurenet grund.
• Liniemoniterende (filterboringer med korte filtre fordelt vertikalt og
horisontalt i magasinet):
○ Fastlæggelse af forureningsfanes udbredelse i magasinet ved:
− Tvivl om forureningskilde og –udbredelse.
− En kilde med større udbredelse (deponeringsanlæg).
− En kilde, der skal overvåges over længere tid, for eksempel i
forbindelse med oprensning.
• Volumenmoniterende (boring filtersat over en stor del af et magasin):
○ Overvågning af kvaliteten af oppumpet vand i forbindelse med drikkevandsforsyning
eller med bortpumpning af vand fra afværgeforanstaltning.
Under særlige forhold anvendes volumenmoniterende boringer til undersøgelse
af en forureningsudbredelse, f.eks. ved undersøgelser af forureningen fra større
områder /82/.
I afsnit 7.3 er givet prøvetagningsteknik for 5 eksempler på grundvandsundersøgelser.
80

7.2 Prøvetagningsteknik
I valget af teknik til udtagning af grundvandsprøver skal der i forhold til formål
og forholdene på prøvetagningsstedet overvejes:
• Prøvetagningsudstyr.
○ Pumpe/prøvehenter.
○ Slangematerialer.
○ Rengøring af materiel.
• Forpumpningsteknik.
• Oppumpningsteknik.
Generelt er de mest detaljerede anvisninger tilgængelige for prøvetagningsudstyr
og forpumpning, mens gennemførelsen af selve prøveoppumpningen
overvejende er afhængig af valgt prøvehenter/pumpe og prøvetagningssituation.
7.2.1 Prøvetagningsudstyr
7.2.1.1 Grundvandspumper og –prøvehentere
Selve udtagningen af grundvandsprøver foregår traditionelt ved hjælp af
prøvehentere eller pumper, der kan bringe en vandprøve op af en boring. De
danske love, bekendtgørelser og vejledninger stiller ingen eller kun generelle
krav til brug af specificerede teknikker eller principper for udtagningen, som
for eksempel /17/:
• Udstyret må ikke give afsmitning til prøven.
• Udstyret må ikke være lavet af materialer, der ad-/absorberer stoffer.
• Metoden må ikke indebære, at prøvens forureningsindhold påvirkes.
For et enkelt amt ligger en anvisning for pumpevalg /63/, som peger på membrandykpumpe
og centrifugaldykpumpe som eneste velegnede til udtagning af
grundvandsprøver.
ISO standarden for prøvetagning på forurenede grunde /97/, samt enkelte håndbøger,
SOPs og anbefalingssamlinger /4, 29, 98, 99/ giver oversigter over forskellige
prøvehenteres anvendelighed. Princippet i de almindeligste pumper
forklares illustrativt i den seneste version af Pumpe Ståbi /100/. Karakteristika
og anvendelighed er opsummeret i tabellerne 7.1 og 7.2.
Opsummeringerne er baseret på de vurderinger, som er nævnt ovenfor, men
udgangspunktet har været, at anvendeligheden er bedømt i forhold til brug af
en almindelig prøvetager uden særlige forudsætninger og erfaringer. En pumpe
eller prøvehenter er således kun bedømt som velegnet (”√” i tabel 7.1), hvis de
allerfleste prøvetagere forventes at kunne benytte den til at opnå en retvisende
81

prøve. Dermed kan anvendelsen af en pumpe/prøvehenter bedømt som ikke
egnet til et formål (markeret med ”-” i tabel 7.1) være velbegrundet i særlige
situationer og under hensyntagen til metodens svage punkter. Et eksempel på
dette er brugen af faste pumper med gastryk til prøvetagning for flygtige
organiske stoffer i grundvandsmoniteringsprogrammet /14/.
I vurderingerne af pumper og prøvehenteres egnethed er der taget særligt
hensyn til risikoen for afgasning af opløste gasser (herunder påvirkning af pH
og alkalinitet efter CO2 afgasning og dermed af spormetal indhold), risikoen
for afgasnings- og beluftningstab af flygtige stoffer, samt risikoen for iltning
(herunder udfældning af jern og mangan oxyhydroxider og dermed tab af
spormetal indhold).
Pumpetype
82
pH og alkalinitet
Makroioner og
ledningsevne
Opløste
spormetaller
Opløste gasser og
redoxpotentiale
Ikke-flytgige
organiske stoffer
Flygtige organiske
stoffer
Vandhentere,
åbne/lukkede
-/- √/√ -/- -/√ √/√ -/-
Sugepumper - √ - - √ -
Dykpumper √ √ √ √ √ √
Trykpumper,
gastryk/gasløft
-/- √/√ √ 4 /- -/- √/√ -/-
Specialpumper,
sugeceller/slangepumpe
-/- √/√ -/- -/- √/√ -/-
”√” betyder velegnet og ”-” betyder ikke egnet til formålet, se dog forudsætninger i teksten
Tabel 7.1 Anvendelighed af vigtigste pumpetyper til grupper af
forureninger /97, 101/.
Pumper og prøvehentere til grundvand er nærmere beskrevet og diskuteret i
bilag 10, hvor der også er baggrundsmateriale for vurderingerne i tabel 7.1. Det
skal særligt bemærkes, at der i bilag 10 er en præsentation af engangspumper,
der benyttes udbredt i Danmark, samt af passiv prøvetagning, der er en lovende
fremtidig prøvetagningsteknik.
I boks 7.2 er samlet anbefalinger for standardvalg af prøvehenter/pumpe for
rutinemæssig prøvetagning af grundvand. Til særlige anvendelser kan andre
typer af prøvehentere og pumper anvendes, men dette vil i reglen kræve nøje
overvejelse af prøvetagers erfaring og kvalifikationer, samt en vurdering af
pumpens egenskaber set i forhold til formålet og undersøgelsesstedet.
4 Kræver anvendelse af kvælstof som trykgas

Pumpetype
Vandhentere,
åbne/lukkede
Maximal
anvendelsesdybde,
m
Ubegrænset/ubegrænset
Minimum
borediameter,
tommer
Typisk pumpehastighed,
L/minut
Mobilitet
Betjening
½-1

7.2.1.2 Materialevalg for pumpeslanger
Under prøvetagning vil stoffer i vandet kunne bindes til/i materialer i prøvetagningsudstyr
(stoftab), og materialer vil kunne afgive stoffer til vandet
(prøveforurening), såfremt der er kontakt imellem vand og materiale. Endvidere
vil stoffer, som tidligere er afgivet fra forurenet vand til en slange, kunne
afgives til mindre forurenet vand ved genanvendelse af slangen. Endelig vil
forureninger eller ilt ved diffusion kunne passere ind igennem slangemateriale
til vandprøven, såfremt slangen ikke er diffusionstæt og går igennem et stærkt
forurenet lag eller iltholdigt vand/umættet zone.
Under prøvetagningen vil vandet først og fremmest være i kontakt med pumpe
og slange (for boringens materialer, se afsnit 5.4, for prøvebeholdere, se afsnit
7.5). Moderne grundvandspumper er i reglen udført i rustfrit stål med dele af
teflon og uden behov for oliesmørring. Materialevalget i pumperne er derudover
ikke selvstændigt omtalt i denne håndbog, men indgår i den samlede
bedømmelse af pumperne, se afsnit 7.2.1.1.
I en dansk håndbog for prøvetagning /4/ angives de faktorer, som betinger stor
risiko for stoftab og prøveforurening for pumpeslanger:
• Stoffer i grundvandet med stor tilbøjelighed til binding til/i materialet:
○ Høj diffusionskoefficient.
○ Høj fordelingkoefficent oktanol-vand.
• Materialeegenskaber som:
○ Højt indhold af vandopløselige additiver.
○ Low-density materialer.
○ Bløde materialer.
○ Farvede materialer.
• Kontaktforhold som:
○ Lang kontakttid.
○ Høj temperatur.
○ Højt væsketryk.
I boks 7.3 er givet anvisninger vedrørende valg af slangemateriale, men for
underbyggelse af anvisningerne henvises til bilag 4.
Boks 7.3 Valg af slangemateriale til prøvetagning af grundvand.
• Benyt så vidt muligt slanger af teflonmaterialet PTFE.
• Ved anvendelse af slanger med stor diameter, høj pumpehastighed og kort
slangelængde kan i stedet benyttes ufarvet polypropylen (PP) eller
polyethylen (PE) i high density udgave: HDPE eller HDPP.
84

7.2.2 Rengøring af pumper og prøvetagningsudstyr
Ved undersøgelser på forurenede grunde foreskrives for hver boring rensning
af pumpe ved gennempumpning med rent vand /18/, og det anbefales at bruge
engangsslanger. Århus Amt anbefaler at rense pumpe og pumpeslange
udvendigt ved højtryksspuling og indvendigt ved forpumpningen i næste
boring /63/. Igen anbefales så vidt muligt brug af engangsslanger. Anbefalingerne
i en tidligere dansk håndbog for prøvetagning af grundvand /4/ var at:
• Så vidt muligt at benytte fast installeret prøvetagningsudstyr og
engangsslanger.
• Foretage prøvetagning fra mindst forurenede til mest forurenede boring.
• Om nødvendigt rense udstyr i felten med medbragt vand af kendt renhed.
Boks 7.4 Rengøring af pumper og andet prøvetagningsudstyr.
• Ved undersøgelsesboringer, der prøvetages én gang, benyttes:
○ Én pumpe rengjort ”på værksted” til hver boring.
○ Nye slanger til hver boring.
○ Genbrug af slanger kan ikke anbefales.
• Forholdsregler, hvis der alligevel i en undersøgelse skal prøvetages flere
boringer med samme udstyr:
○ Prøvetagning foretages fra mindst forurenede boring til mest
forurenede boring.
○ Pumpen tømmes for vand og spules udvendigt med rent vand imellem
hver boring.
○ Strømforsyningskabel skylles og aftørres.
○ Slanger, tovværk og wire skiftes.
○ Pumpe og de ny slanger renses indvendigt ved oppumpning af vand fra
den boring, der skal prøvetages.
• Ved undersøgelsesboringer, der prøvetages regelmæssigt, benyttes:
○ Fast installeret pumpe med slanger.
○ Periodisk kontrol for vækst i udstyret ved visuel inspektion af slanger
og ved gennempumpning.
• Rensning af pumpe ”på værksted”:
○ Pumpedele i kontakt med prøve adskilles mest muligt og vaskes
derefter ved:
− Bad med varm 1 % opløsning af fosfatfri detergent.
− Skylning med varmt vand.
− Samling og udvendig spuling med varmt vand.
○ Pumpen renses ved gennempumpning med rent vand.
• Strømforsyningskabel (stik undtaget) renses som pumpe.
• Rensning af udstyr i felten kan ikke anbefales.
85

Generelt anbefales brug af fast prøvetagningsudstyr (pumper, slanger) i
boringer, der skal prøvetages regelmæssigt. samt under alle omstændigheder
skift af slanger, reb og wire imellem hver boring /98/. Dette understøttes af
konkrete undersøgelser af rensningsprocedurers effektivitet /102, 103, 104/, se
bilag 11 for en gennemgang af udenlandske anbefalinger og erfaringer
vedrørende rensning af pumper og andet prøvetagningsudstyr.
Det skal i denne forbindelse særligt bemærkes, at teflon har stor tilbøjelighed
til at absorbere og efterfølgende afgive for eksempel chlorerede opløsningsmidler,
særligt ved lang kontakttid med vand. Derfor kan teflon slanger være
mindre egnet, hvis de samme slanger skal benyttes i flere boringer med
varierende forurening (anbefales ikke i denne håndbog) med eksempelvis
chlorerede opløsningsmidler.
I boks 7.4 er givet denne håndbogs anbefalinger for rengøring af pumper og
prøvetagningsudstyr. Anbefalingerne er givet for almindeligt udstyr og
eksempelvis for slanger med den lille diameter (

ledningsevne og temperatur /3/. For lavtydende boringer anvises tømning af
boringerne 1-5 gange.
De generelle danske anbefalinger baseret på 1989 håndbogen i
grundvandsprøvetagning /4/ foreskrev:
• Minimer afsænkning.
• Minimer forpumpet vandmængde, og forpump kun over 5-10
boringsvoluminer under særlige forhold.
• Varier pumpeindtaget (dybde til pumpe).
• Brug stabilisering af pH og ledningsevne som stopkriterium.
• Tøm lavtydende boringer 1-2 gange.
Ved grundvandsmonitering henvises til disse anbefalinger /14/, og der gøres
derudover opmærksom på, at trykchok i grundvandsmagasinet forårsaget af
pludselig start eller stop af en pumpe med høj ydelse skal undgås.
I bilag 12 er samlet forskellige anbefalinger med hensyn til forpumpning,
eksempler på forpumpning og sammenligning imellem forskellige teknikker,
samt en detaljeret gennemgang af fordele og ulemper ved forskellige forpumpningsstrategier.
Denne håndbogs anbefalinger af forpumpningsstrategi er
baseret på dette materiale, og bilaget bør derfor benyttes som understøttelse til
gennemførelse heraf.
Udformningen af forpumpningsstrategi omfatter fastlæggelse af:
• Stopkriterier, hvornår er forpumpning tilstrækkelig?
• Pumpesætning, hvor skal pumpen placeres, og hvilken ydelse skal
benyttes?
7.2.3.1 Stopkriterier for forpumpning
For velydende boringer benyttes traditionelt to forskellige stopkriterier:
• Forpumpning af til fast antal boringsvoluminer oppumpet.
• Forpumpning til stabile indikatorparametre.
Forpumpning af fast antal boringsvoluminer udføres i reglen med relativt høj
pumpeydelse og med pumpen placeret i toppen af filtret. Princippet bag dette
stopkriterium er, at efter oppumpning af en tilstrækkelig stor vandmængde i
forhold til boringens volumen af ”gammelt” vand vil videre pumpning
overvejende give frisk grundvand fra formationen. Der indpumpes under
forpumpningen imidlertid også en del vand fra formationen, hvorved der sker
en blanding af vand fra forskellige dele (horisontalt og/eller vertikalt). Den
efterfølgende prøve repræsenterer derfor ikke vandet lige omkring filtret.
Resultatet bliver i mange tilfælde mere en volumenmoniterende end en punkt-
/liniemoniterende prøve.
87

Forpumpning til stabile indikatorparametre er særligt benyttet kombineret med
forpumpning med lav pumpeydelse (½-1 L/minut). Princippet bag dette stopkriterium
for forpumpning er, at frisk vand fra formationen giver stabile
resultater for indikatorparametrene svarende til deres værdi ude i grundvandet.
Ved indblanding af ”gammelt” vand fra boringen under forpumpningen ses
ændringer i resultaterne for indikatorparametrene som følge af varierende
blandingsforhold. Derudover kan indikatorparametres absolutte værdi også
angive, om en prøvetagning kan forventes at give retvisende prøver, se
nedenfor.
De mest benyttede og følsomme indikatorparametre er opløst ilt og elektrisk
ledningsevne. Temperatur og pH benyttes også ofte, men de stabiliseres begge
hurtigere end vandkvaliteten i øvrigt, og temperaturen kan påvirkes af pumpetype
og ydelse (se bilag 10). Turbiditet benyttes særligt for prøvetagning fra
magasiner og boringer med højt partikelindhold. Det skal bemærkes, at turbiditet
oftest er den sidste parameter, der stabiliseres, og derfor kan forpumpning
med for stramme kriterier for stabil turbiditet medføre større forpumpning
end egenlig nødvendigt /28/. Indikatorparametrene kan alle måles ved on-line
teknik i felten, se afsnit 7.4.
Der er opstillet forslag til kriterier for stabil vandkvalitet ved de almindeligt
benyttede indikatorparametre /98/, som er givet i tabel 7.3. Kriterierne forudsætter
den angivne stabilitet ved 3 på hinanden følgende målinger. Målinger
foretages med fastlagt hyppigehd for hvert borevolumen forpumpet eller for
hver slangevolumen forpumpet ved mikroforpumpning, se afsnit 7.2.3.2.
Parameter Kriterium for stabil vandkvalitet
pH ±0,1
Ledningsevne ±3 %
Opløst ilt ±0,3 mg O2/L
Temperatur Kriterium ikke angivet
Turbiditet ±10 %, dog bør

7.2.3.2 Pumpesætning ved forpumpning
Generelt benyttes 3 forskellige pumpesætninger med forskellig anvendelse:
• Volumenforpumpning.
• Mikroforpumpning.
• Tømning.
Volumenforpumpning svarer her til den forpumpning, som traditionelt er
anvendt i Danmark. Der pumpes inden prøvetagning relativt store mængder
grundvand op med høj pumpeydelse, således at den efterfølgende prøve vil
omfatte vand fra en større del af formationen.
Mikroforpumpning er en teknik, hvor der forpumpes så lidt og under prøvetagning
pumpes med så lille ydelse, at vandsøjlen i boringen ikke forstyrres,
mens indstrømningen i pumpen stort set alene kommer fra formationen lige
uden for boringen. Mikroforpumpning kaldes også micropurging, low flow
purging, minimal draw down purging og low stress purging. Mikroforpumpning
blev oprindeligt introduceret i USA for at modvirke oppumpning af
sediment sammen med grundvand ved høje pumpeydelser, hvilket giver
forhøjet turbiditet og metalindhold, samt muligvis forhøjet indhold af stoffer
som polycykliske aromatiske kulbrinter (PAH), der bindes stærkt til partikler
/105, 106/. Når mikroforpumpning giver prøver med lavt partikelindhold,
behøves ikke efterfølgende filtrering, der fjerner kolloider og små partikler,
som reelt er en del af det mobile grundvand, men som også kan indeholde høje
koncentrationer af tungmetaller og apolære organiske stoffer.
Tømning udføres med det formål at fjerne vand, der har stået i en boring med
så lille ydelse, at hverken forpumpning eller mikroforpumpning kan anvendes.
I bilag 12 er givet en detaljeret diskussion og gennemgang af forpumpning med
opsummering af fordele og ulemper ved forskellige teknikker.
7.2.3.3 Stopkriterier og pumpesætning
I tabel 7.4 er samlet oplysninger om de 3 pumpesætningers anvendelighed og
gennemførelse /98, 107/, og de nødvendige stopkriterier er indarbejdet, se
afsnit 7.2.3.1.
Lange boringer til magasiner med frit vandspejl, hvor grundvandsspejlet er
under top af filtret, er generelt ikke velegnede til volumenforpumpning. Der er
stor risiko for, at iltholdigt, eventuelt forurenet vand fra den øverste del af
magasinet trækkes ned i filtret (og påvirker prøven) og formationen (og
forurener/ilter formationen). Såfremt volumenforpumpning benyttes i sådanne
boringer, bør pumpen placeres så langt nede i filtret, at vandspejlet ikke
trækkes ned i pumpen.
89

Definition Bortpumpning af vand fra
forerør, filter og
gruskastning inden
prøvetagning
Del af magasin inddraget i
prøvetagning
90
Volumenforpumpning Mikroforpumpning Tømning
Bortpumpning af vand fra
slanger og pumpe inden
prøvetagning
Tømning af forerør inden
prøvetagning
Hele filtersat interval Kort filter, helst højst 1 m,
men ikke over 3 m
Hele filtersat interval
Prøvens repræsentativitet Volumenmoniterende Punkt- eller linie-
Punkt- eller liniemoniterendemoniterende
Anvendelighed i
Boringer med lange filtre i Boringer med korte filtre i Boringer med korte filtre i
boringstype
mellem- til velydende mellem- til velydende dårligt ydende formationer
formationer
formationer. Normalt
boringer med lille
diameter, 2”
Data opnåelige Gennemsnitlig vand- Specifik vandkvalitet i Specifik vandkvalitet i
kvalitet i magasin eller
bredt magasinudsnit
smalt magasinudsnit smalt magasinudsnit
Krav til forhåndsviden for Ingen Viden om lagdeling af Viden om lagdeling af
anvendelse
forurening nødvendig for forurening nødvendig for
at vælge filter placering og at vurdere, om prøvetag-
dermed prøvetagningsdybde
er
ningsdybde
meningsfuld
Pumpeplacering ved Pumpe sættes lige under Midt i filtret udfor del af Lige over filtret
forpumpning
vandspejl over top af magasin, der ønskes
filter, men tilstrækkeligt
dybt til at sikre imod
sænkning af vandspejlet til
punpens dybde
prøvetaget
1
Maksimal afsænkning 10 % af afstand imellem 0,1 m Boringen tømmes til top af
under forpumpning vandspejl og top af filter
filter
Pumpeydelse ved
Tilstrækkeligt lav til at Tilstrækkeligt lavt til at Tilstrækkeligt lavt til at
forpumpning
overholde sænkningskrav overholde sænkningskrav, forhindre eller minimere
og til at modvirke
start med 0,2-0,5 L/minut indstrømning af partikler
indpumpning af partikler,
og under alle omstæn-
for en 2” boring typisk 4
L/minut
digheder under 1 L/minut
Pejlinger Ved start, under for- Ved start, under for- Ved start, under
pumpning og lige før pumpning og lige før forpumpning og lige før
prøvetagning, med ½-5 prøvetagning, med ½-5 prøvetagning, med ½-5
minutters interval
minutters interval
minutters interval
Målinger Udvalgte indikator- Udvalgte indikator- Ingen
parameter (pH, ledningsparameter (pH, ledevne
og opløst ilt, gerne ningsevne og opløst ilt,
turbiditet) for hver ½ gerne turbiditet) for hvert
boringsvolumen oppumpet 3.-5. minut
Stopkriterium Stabile indikatorparametre
(se tabel 7.3) i 3 på
hinanden følgende
målinger, dog mindst 3 og
højst 6 boringsvoluminer 2
Stabile indikatorparametre Foretag 2 tømninger,
(se tabel 7.3) i 3 på afvent 50 % retablering af
hinanden følgende vandspejl imellem
målinger, dog mindst 2 tømninger og inden
gange volumen af slange prøvetagning, dog mindst
og pumpehus
til 2 gange det prøve-
Pumpeplacering ved
prøvetagning
Pumpeydelse ved
prøvetagning
Lige over filtertop Uændret midt i filter ud
for del af magasin, der
ønskes prøvetaget
Reduceres til ¼ af
forpumpningsydelse, for
en 2” boring typisk 0,5 - 1
L/minut
Uændret som ved
forpumpning, eller svagt
reduceret, typisk 0,1
L/minut
volumen, der ønskes taget 3
Uændret lige over filtertop
Uændret som ved
forpumpning
1 : Hvis vandspejlet står i filtret, kan pumpen sættes i bunden af filtret. For lange filtre kan dette give risiko
for iltning af grundvandet og formationen, fordi det kan give adgang for luft til dybere lag.
2 : Hvis forpumpningsforløbet er kendt fra tidligere, kan forpumpes et fast antal boringsvoluminer sat med
tilstrækkelig sikkerhedsmargin udfra erfaringerne.
3 : Hvis boringen kun indeholder lidt vand i forhold til den ønskede prøvemængde, kan prøven tages ad
flere gange, og 2 x prøvevolumen håndhæves ikke. Prøver taget ad flere gange er ikke velegnede til
flygtige stoffer, opløste gasser og metaller på grund af den uundgåelige beluftning.
Tabel 7.4 Pumpesætning og stopkriterier ved forpumpning.

I forbindelse med gennemførelse af oprensning af olie- og benzinforurening
ved naturlig nedbrydning foreskriver OM brug af korte filtre (max. 1 m), lav
pumpeydelse og forpumpning til stabile on-line målte indikatorparametre
svarende til den her foreslåede mikroforpumpningsteknik /11/.
I boks 7.5 er samlet generelle anvisninger for forpumpning af boringer til de 3
hovedtyper af anvendelser (se afsnit 7.1) i danske undersøgelser af jord- og
grundvandsforurening. Anvendelsen af de generelle anvisninger vil blive
forklaret og afgrænset i det efterfølgende afsnit 7.3.
Boks 7.5 Forpumpning.
• Udtagning af prøver af terrænnært grundvand nedstrøms hotspot:
○ Der benyttes boring med kort filter, som mikroforpumpes efter
anvisningerne i tabel 7.4. I lavtydende formationer kan benyttes
tømning af boringer.
• Udtagning af dybdespecifikke prøver til kortlægning eller udbredelseskontrol
:
○ Der benyttes boring med kort filter, som mikroforpumpes efter
anvisningerne i tabel 7.4. I lavtydende boringer kan benyttes tømning
af boringer.
• Udtagning af oppumpet vand ved boringskontrol eller kontrol på
vandværk:
○ Der benyttes boring med langt filter, som volumenforpumpes efter
anvisningerne i tabel 7.4. Opmærksomheden henledes på, at sådanne
boringer ofte er i drift, se afsnit 7.3.
7.2.4 Oppumpning
Metoden til oppumpning af prøven er normalt fastlagt, når prøvetagningsformål,
boringsudbygning, pumpetype og forpumpning er valgt.
Dog skal bemærkes, at oppumpningen af prøve også omfatter ophældning på
prøveflasker. Benyttes vakuum pumper, skal prøveflasken altid placeres
imellem boringen og pumpen, så den oppumpede vandprøve ikke kommer i
kontakt med pumpeslange eller pumpedele i øvrigt.
7.3 Formål og prøvetagningsteknik
Med udgangspunkt i formål og prøvetagningsstrategi, afsnit 7.1, og valgt
prøvetagningsteknik, afsnit 7.2, gives i de følgende afsnit eksempler på
prøvetagning i typiske prøvetagningssituationer.
91

7.3.1 Formål og teknik ved prøvetagning i undersøgelsesboringer
Boringer etableret under en igangværende undersøgelse vil normalt være
punktmoniterende og etableret til fastlæggelse af forureningen umiddelbart
nedstrøms for hotspot (kildestyrkevurdering) eller liniemoniterende boringer til
fastlæggelse af forureningens fordeling vertikalt og/eller horisontalt, se afsnit
7.1. For undersøgelser på forurenede grunde angives /18/, at boringer med
hulsnegl (se kapitel 5), rammeboringer (BOTESAM boringer, se kapitel 5 og
nedenfor om Geoprobe boringer) eller boringer udbygget med filtre i flere
niveauer kan benyttes til niveauspecifik prøvetagning (flere dybder).
Boks 7.6 Prøvetagning i undersøgelsesboringer.
• Udtagning af prøver fra midlertidig boring umiddelbart nedstrøms hotspot:
○ Prøver udtages med rengjort dykcentrifugalpumpe med regulerbar
ydelse og forsynet med ny teflonslanger efter mikroforpumpning.
○ Smalt filter sættes hen over grundvandsspejlet.
• Udtagning af prøver fra permanent boring nedstrøms hotspot:
○ Filter sættest under grundvandsspejlet i dybde afpasset forureningens
forventede dybde.
○ Prøver udtages med fast monteret dykcentrifugalpumpe med regulerbar
ydelse og forsynet med teflonslanger efter mikroforpumpning.
○ Alternativt kan benyttes rammeboringer med trykpumper og fast
monterede slanger.
• Udtagning af prøver i flere dybder fra permanente boringer nedstrøms
forurenet grund:
○ Prøver udtages efter mikroforpumpning med fast monterede
dykcentrifugalpumper med regulerbar ydelse og forsynet med
teflonslanger placeret i boringer udbygget med filtre i flere niveauer.
○ Alternativt kan efter konkret vurdering benyttes prøvetagning fra
rammeboringer med trykpumper og fast monterede slanger efter
mikroforpumpning.
I amtslige anvisninger /3/ stilles krav om forpumpning ved prøvetagning af
undersøgelsesboringer, se afsnit 7.2. I Århus Amt opereres med prøvetagning
fra 4 boringstyper /63/, se tabel i bilag 12:
• Højtydende boringer med kort filter.
• Højtydende boringer med langt filter.
• Lavtydende boringer.
• Ekstremt lavtydende boringer.
Der er foreskrevet prøvetagningsprocedurer for alle 4 typer /63/.
92

For undersøgelser ved fyld- og lossepladser foreslås prøvetagning med
hovedpunkter /92, 93/:
• Udtagning fra kort filter.
• For- og prøvepumpning uden afsænkning ned i filter og i øvrigt minimeret
afsænkning.
Fremgangsmåden ved prøvetagning af undersøgelsesboringer er opsummeret i
boks 7.6, og nærmere beskrevet i de efterfølgende afsnits
prøvetagningssituationer.
7.3.1.1 Prøvetagning af undersøgelsesboring til fastlæggelse af
kildestyrke, situation 1
Der ønskes gennemført en undersøgelse af forureningen fra en nedgravet
olietank, og grunden ligger over et terrænnært grundvandsmagasin i sand og
grus med vandspejl 5 m.u.t., figur 7.2.
Undersøgelsesboringen etableres ved en boring med borerør og snegl, under
vandspejlet med sandspand, og udbygges med 2” forerør i hård PVC og 0,5 m
filter i dybde 4,85-5,35 m.u.t.. Det skal bemærkes, at denne filtersætning
kræver omhyggelig måling af dybden til vandspejlet og begrænset variabilitet
heri inden for den ønskede moniteringsperiode. Er dette ikke tilfældet, risikeres
at vandspejlet på grund af variationer kommer til at ligge under boringens bund
eller over filtrets top. Hvis dybden til grundvandsspejlet måles i forbindelse
med borearbejde med tilsætning af større mængder vand, er det nødvendigt at
afvente vandspejlets normalisering (afsænkning) inden målingen.
Figur 7.2 Prøvetagningssituation 1, kildestyrkebestemmelse.
Det korte filter er sat hen over grundvandsspejlet for at give mulighed for at
påvise separat fase af tankens indhold (olieprodukter, lettere end vand), men
93

kun 0,35 m under vandspejlet for at give mulighed for en forskriftsmæssig
kildestyrkebestemmelse /17/.
Boringen i denne situation planlægges alene benyttet til bedømmelse af
kildestyrke i forbindelse med én sammenhængende undersøgelsesrunde, og der
benyttes derfor ikke en fastsiddende pumpe. Prøvetagningsstrategien er
opsummeret i tabel 7.5.
Opgave Fremgangsmåde eller beskrivelse
Pumpe Dykcentrifugalpumpe (rengjort) med trinvist regulerbar
pumpeydelse, 1 cm ID teflonslange (ny), ledning (rengjort) og
stålwire (rengjort).
Mikroforpumpning Pumpe placeret i bunden af filtret.
Observation af, om separat fase optræder fra start.
Ydelse 0,2 L/minut.
Sænkning følges og holdes under 0,1 m.
Indikatorparametrene pH, ledningsevne og opløst ilt aflæses
hvert 3. minut i gennemstrømningsbeholder.
Stop efter stabile indikatorparametre, tabel 7.3, i 3 målinger
efter hinanden, mindst 10 minutters forpumpning.
Prøvetagning Pumpe placeret i bunden af filter.
Ydelse 0,1 L/minut.
Prøver til flygtige stoffer (BTEX) og sum af kulbrinter.
Prøvebeholdere fyldes fra bunden med overløb af mindst 2
flaskevolumener inden omhyggelig lukning.
Afslutning Pejling af grundvandsspejl.
Pumpe optages og hjemtages med wire til rengøring.
Slange kasseres.
Tabel 7.5 Prøvetagning af den øverste del af magasin umiddelbart
nedstrøms hotspot til fastlæggelse af kildestyrke,
prøvetagningssituation 1.
Boringen kunne alternativt være udført som rammeboring og udbygget med
trykpumpe, se prøvetagningssituation 3.
7.3.1.2 Prøvetagning af undersøgelsesboring til kontrol af
forureningens udvikling, situation 2
I prøvetagningssituation 2 er den øverste del af jorden på grunden forurenet
med tjære fra behandling af fiskegarn, og grunden ligger over et terrænnært
grundvandsmagasin i sand og grus med vandspejl 5 m.u.t. (figur 7.3). Der
ønskes en løbende monitering af grundvandets indhold af PAH over de
kommende år.
Grundvandsspejlet varierer i dette magasin cirka 0,75 m over året og cirka 0,25
m over døgnet på grund af en nærtliggende boring i intervaldrift, hvorfor det
ikke er hensigtsmæssigt at sætte filtret i de øverste 0,25 m under vandspejlet.
.
94

Figur 7.3 Prøvetagningssituation 2, kontrol af forureningens udvikling.
Undersøgelsesboringen etableres ved en boring med snegl og borerør kombineret
med sandspand under vandspejlet og udbygges med 2” forerør i hård
PVC og 1 m filter i dybde 6-7 m.u.t.
Opgave Fremgangsmåde eller beskrivelse
Pumpe Dykcentrifugalpumpe (rengjort) med trinvist regulerbar
pumpeydelse, 1 cm ID teflonslange (ny), ledning (rengjort) og
stålwire (rengjort) etableres fast i boring.
Mikroforpumpning Pumpe placeret midt i filtret.
Ydelse 0,2 L/minut.
Sænkning følges og holdes under 0,1 m.
Indikatorparametrene pH, ledningsevne, opløst ilt og turbiditet
aflæses hvert 3. minut i gennemstrømningsbeholder.
Stop efter stabile indikatorparametre, tabel 7.3, i 3 målinger
efter hinanden, mindst 10 minutters forpumpning, men
turbiditet under 5 NTU påkrævet.
Prøvetagning Pumpe placeret midt i filter.
Ydelse 0,1 L/minut.
Prøver til PAH og phenoler.
Prøvebeholdere fyldes fra bunden med overløb af mindst 2
flaskevolumener inden omhyggelig lukning.
Afslutning Pejling af grundvandsspejl.
Slange lukkes af.
Tabel 7.6 Prøvetagning af den øverste del af magasin umiddelbart
nedstrøms hotspot til overvågning af grundvandsforurening,
prøvetagningssituation 2.
95

Boringen planlægges i denne situation som nævnt benyttet til løbende
monitering af udsivningen fra pladsen, og den ønskede analyseparameter
(PAH) er stærkt følsom for indpumpning af partikler, se afsnit 7.2 og bilag 12.
Derfor monteres fast siddende dykpumpe, som tillader omhyggeligt styret
mikroforpumpning. Prøvetagningens gennemførelse er opsummeret i tabel 7.6.
7.3.1.3 Prøvetagning af undersøgelsesboringer til fastlæggelse af
forureningens udbredelse, situation 3
Der ønskes gennemført en indledende undersøgelse af en forurenings vertikale
og horisontale udbredelse fra en grund, hvor der har ligget blandet småindustri.
Boringerne skal efter eventuel oprydning på grunden bruges til løbende
monitering over en længere periode.
Figur 7.4 Prøvetagningssituation 3, kontrol af forureningens udbredelse.
96
Forurenet
grund
Borepunkter
Grundvandets strømningsretning

Grunden ligger over et grundvandsmagasin i sand med et relativt terrænnært
vandspejl (5 m.u.t.), men også med langt til bunden af magasinet (20 m.u.t.).
Forurening forventes med vandblandbare opløsningsmidler, chlorerede
opløsningsmidler, samt olie- og benzinprodukter. Det kan ikke afvises, at der
kan være forurening med tungmetaller (chrom) eller PAH. Forureningen
forventes ikke at være koncentreret i et egentligt hot spot, og der forventes ikke
fri fase af opløsningsmidler eller benzinkomponenter se figur 7.4.
Opgave Fremgangsmåde eller beskrivelse
Pumpe Trykpumpe med kvælstoftilgang og 1 cm ID teflonslange
monteret som del af boringen.
Mikroforpumpning Kvælstoftilledning med reduktionsventil til trykstyring og
kuglehane til aflastning monteres.
Boringen tømmes med svagt overtryk, for eksempel med lidt
over 0,5 bar ved 5 m vandsøjle og lidt over 1 bar ved 10 m
vandsøjle.
Boringen fyldes igen, efter forsigtig aflastning af overtrykket,
hvorefter tømning kan gentages.
Sænkningen af grundvandsspejlet kan ikke følges, men det
sikres, at det oppumpede volumen vand i hver tømning ikke
falder i løbet af forpumpningen.
Indikatorparametrene pH, ledningsevne, opløst ilt og turbiditet
aflæses i under hver tømning i gennemstrømningsbeholder.
Stop efter stabile indikatorparametre, tabel 7.3, i 3 målinger
efter hinanden, mindst 2 tømninger, men turbiditet under 5 NTU
påkrævet.
Prøvetagning Pumpen er en fast del af boringen.
Boringen tømmes til fyldning af glas som ovenfor.
Prøver til opløsningsmidler (chlorerede og vandblandbare),
BTEX, sum af kulbrinter, PAH og Cr.
Prøvebeholdere fyldes fra bunden med overløb af mindst 2
flaskevolumener inden omhyggelig lukning.
Prøveflasker til Cr konserveres, se afsnit 7.4.
Afslutning Slange lukkes af.
Fortsættelse Forpumpning og prøvetagning gentages for næste boring i
undersøgelsespunktet.
Tabel 7.7 Niveaudelt prøvetagning af magasin nedstrøms forurenet grund
uden hotspot til overvågning af grundvandsforurening,
prøvetagningssituation 3.
Der etableres 3 undersøgelsespunkter med hver 4 boringer til forskellige
dybder, hvor boringerne etableres som rammeboringer i 2,5 cm rustfrit stål med
indbyggede trykpumper, 10 cm filter forsynet med rustfrit stålnet og faste 10
mm indre diameter (ID) teflonslanger. I denne situation accepteres brug af
trykpumper, selvom dette normalt ikke anbefales for prøvetagning af flygtige
stoffer, se tabel 7.1. Denne løsning vælges, fordi den giver mulighed for at
etablere de teknisk ønskede 3 boringer hver med fastsidende pumper i 4 dybder
inden for den fastlagte økonomiske ramme, samt fordi dette kompromis
vurderes som prøvetagningsteknisk acceptabelt (sandformationen tilstoppes
97

ikke nemt, og der vil være nok vand i boringerne til, at ubeluftede prøver kan
trykkes op, se bilag 12). Der benyttes ren kvælstof fra trykflasker til
optrykning, kvælstoftrykket kan reguleres og trykaflastning kan styres via
kugleventil monteret på trykgasindgangen. Prøvetagningens gennemførelse er
opsummeret i tabel 7.7.
Boringen kunne alternativt være udført med for eksempel snegl og sandspand
under vandspejlet, efterfulgt af udbygning med 4 filtre, afpropning imellem
filtre og enten trykpumper (forpumpning og prøvetagning som i tabel 7.7) eller
med fast monterede dykcentrifugalpumper (forpumpning og prøvetagning som
i tabel 7.6).
7.3.2 Formål og teknik ved prøvetagning i eksisterende boringer
Ved eksisterende boringer forstås i denne forbindelse boringer, der er etableret
til andet formål end den aktuelle forureningsundersøgelse (f.eks. vandforsyning
eller markvanding), men som ikke i øjeblikket er i drift. Denne type boringer er
i reglen udbygget med lange filtre med forerør og gruskastning. For boringer i
drift henvises til næste afsnit.
Formålet med prøvetagning fra en eksisterende boring kan være som:
• Punkt- eller liniemoniterende boringer til:
○ Fastlæggelse af kildestyrke umiddelbart nedstrøms hotspot.
○ Fastlæggelse af forureningens udbredelse.
• Volumenmoniterende boring til:
○ Vurdering af kvaliteten af oppumpet vand, hvis boringen skal sættes i
drift som afværge- eller indvindingsboring.
For undersøgelser af forurenede grunde angives /18/, at der i en sådan boring
kan udtages niveauspecifikke (punkt-/liniemoniterende) prøver ved hjælp af
pakkere eller ved hjælp af flerpumpesystem.
Den internationale standard for prøvetagning på forurenede grunde /97/ angiver,
at punkt-/liniemoniterende prøver skal udtages fra denne type boringer
efter mikroforpumpning eller uden forpumpning, mens volumenmoniterende
prøver skal udtages efter volumenforpumpning af 3 boringsvoluminer.
Udtagning af niveauspecifikke prøver fra lange filtre er oftest ikke mulig på
grund af udveksling af grundvand fra forskellige dybder igennem filtret eller
gruskastning. Desuden er udtagning af punkt- eller liniemoniterende prøver fra
lange filtre ikke mulig med simpel teknik. De forskellige teknikker, hver med
sine svagheder og styrker, er behandlet i bilag 13. Udtagning af punkt- eller
liniemoniterende prøver fra eksisterende boringer med lange filtre kan kun
anbefales under særlige forhold og med inddragelse af prøvetagere med særlig
erfaring og uddannelse. Orienterende prøver på vandkvalitet i top og bund af
filter kan opnås ved simpel 2-pumpe separationspumpning, se bilag 13.
98

Ved boringskontrol på vandværker kræves, at boringen har kørt jævnligt og
mindst ½ døgn før prøvetagning /13/, hvor formålet her er volumenmoniterende
prøver. For volumenmoniterende prøver fra denne type boringer i
Århus Amt indskærpes omhyggelig renpumpning til partikelfri prøver og stabil
pH og ledningsevne /63/, og en procedure for volumenforpumpning og
prøvetagning er givet, se bilag 12 – Højtydende boring med langt filter.
Procedurer i ældre håndbøger /4, 32/ for prøvetagning med forpumpning til fast
oppumpet antal boringsvoluminer (volumenforpumpning) er normalt rettet
imod denne type af boringer, når formålet er volumenmoniterende prøver.
Fremgangsmåden ved udtagning af prøver fra eksisterende boringer med lange
filtre er opsummeret i boks 7.7 og er nærmere beskrevet for volumenmoniterende
prøver i den efterfølgende prøvetagningssituation 4 og tabel 7.8.
Boks 7.7 Prøvetagning i eksisterende boringer med langt filter.
• Udtagning af niveauspecifikke (punkt- eller liniemoniterende) prøver:
○ Orienterende prøver af grundvand fra top og bund af filter kan opnås til
undersøgelse af lagdelt grundvandskvalitet med simpel 2-pumpe
separationspumpning, se eksemplet i bilag 13.
○ Egentlige niveauspecifikke prøver kan med held, specialudstyr og –
uddannelse opnås ved egentlig separationspumpning.
○ Brug af pakkerbaserede metoder med mikroforpumpning og passive
prøvetagningsmetoder kan ikke anbefales på grund af risikoen for
blanding af vandkvalitet efter kortslutning i filter eller gruskastning, se
bilag 13.
• Udtagning af volumenmoniterende prøver:
○ Prøver udtages med dykcentrifugalpumpe med høj ydelse efter
forpumpning til stabile indikatorparametre, se prøvetagningssituation
4, tabel 7.8.
7.3.2.1 Prøvetagning af eksisterende boringer til fastlæggelse kvalitet af
oppumpet vand under afværge, situation 4
I et grundvandsmagasin fra 20 til 40 m.u.t. med 20 m overliggende moræneler
og underliggende smeltevandsler af ukendt mægtighed er en 40 m dyb boring
udbygget med 6” forerør og filter i 20 til 38 m.u.t., mens der under filtret er en
sektion forerør (”slamboks”). Grundvandspotentialet for magasinet er 10 m.u.t.
Sandmagasinet er forurenet med lette benzinkomponenter (BTEXN og
MTBE). Boringen ønskes benyttet til afværgepumpning på sandmagasinet med
2 m 3 /time, og af hensyn til bortskaffelse af vandet ønskes derfor analyseret en
99

volumenmoniterende prøve for BTEXN og MTBE. Prøvetagningens
gennemførelse er opsummeret i tabel 7.8.
I denne prøvetagningssituation nedsættes pumpeydelsen ikke, når selve prøvetagningen
startes, se tabel 7.4, fordi der mere ønskes et billede af den forventelige
oppumpede vandkvalitet end et billede af den gennemsnitlige vandkvalitet
i magasinet.
Måling af færre indikatorparametre kan benyttes, hvis den mest relevante parameter
kan vælges udfra kendskab til den grundvandskemiske variabilitet i
magasinet.
Der er benyttet 2” PVC slange, da der måles for stoffer med begrænset adsorption
til plast, og da der benyttes høj pumpeydelse og deraf afledet lille kontakttid
imellem vand og slangemateriale.
Opgave Fremgangsmåde eller beskrivelse
Pumpe Dykcentrifugalpumpe (rengjort) forsynet med 2” PVC slange
(ny), ledning (rengjort) og stålwire (rengjort).
Forpumpning Dybden til vandspejlet pejles og følges derefter hvert 5. minut.
Pumpen placeres godt 1 m under vandspejlet.
Pumpen startes med 2 m 3 / time, men sænkningen af vandspejlet
må højst være 1 m.
En delstrøm af det oppumpede vand udtages ved at skyde en 10
mm teflonslange cirka 1 m op i afgangsslangen fra pumpen.
Vandet pumpes til kloak efter aftale med kommunen.
Indikatorparametrene pH, ledningsevne, opløst ilt og turbiditet
aflæses under forpumpning i gennemstrømningsbeholder hvert
10 minut (hver ½ boringvolumen).
Stop efter stabile indikatorparametre, tabel 7.3, i 3 målinger
efter hinanden, mindst 45 minutters forpumpning (3 boringsvoluminer),
turbiditet under 5 NTU tilstræbes, men mere end
1½ times forpumpning (6 boringsvoluminer) ønskes ikke.
Prøvetagning Pumpen sænkes til lige over filtrets top.
Pumpeydelsen fastholdes på 2 m 3 /time.
Prøver udtages via den opskudte prøvetagningsslange til
BTEXN og MTBE.
Prøvebeholdere fyldes fra bunden med overløb af mindst 2
flaskevolumener inden omhyggelig lukning.
Afslutning Prøvetagningspumpe optages, og boringen lukkes af.
Tabel 7.8 Volumenmoniterende prøvetagning af boring med langt filter, der
skal benyttes til afværgepumpning for forurening med lette
benzinkomponenter, prøvetagningssituation 4.
100

7.3.3 Formål og teknik ved prøvetagning fra boringer i drift
Prøvetagning fra vandforsyningsboringer (eller markvandingsboringer og
enkeltvandforsyninger i drift) foregår fra boringer, der i reglen er udbygget
med lange filtre i boringer etableret med forerør og gruskastning.
Formålet med prøvetagning fra en vandforsyningsboring vil i reglen være
vurdering af kvaliteten af oppumpet vand, såfremt boringen fortsat skal
benyttes som indvindingsboring, det vil sige, at ønsket er en
volumenmoniterende prøve.
Denne type boringer vil stort set aldrig være velegnet til at bidrage til fastlæggelse
af forurening umiddelbart nedstrøms hot spot/fastlæggelse af
forureningens udbredelse, det vil sige som punkt- eller liniemoniterende
boringer. Dog vil et fund af forurening i en sådan boring fastslå, at
forureningen er nået hertil.
For kontrol af drikkevand er beskrevet krav til hyppighed, placering i vandforsyningssystemet
(hos forbruger, fra afgangsledning), gennemskylningstid for
ledninger og analyseparametre /12/. Ved boringskontrol på vandværker kræves,
at boringen har kørt jævnligt og mindst ½ døgn før prøvetagning /13/, hvor formålet
her igen er volumenmoniterende prøver. For volumenmoniterende prøver
fra denne type boringer i Århus Amt angives forskellige fremgangsmåder /63/:
• Enkeltvandforsyninger:
○ Prøver udtages helst fra råvandshane før vandbehandling, hydrofor eller
lignende, ellers fra mest benyttede hane, i reglen ved køkkenvask.
○ Eventuel si eller filter på hane afmonteres.
○ Teflonslange påmonteres til udtagning af uforstyrret stråle til
prøveflasker.
○ Det kolde vand ”forpumpes” 10 minutter inden prøvetagning.
• Vandforsyningsboringer:
○ Prøver udtages altid fra råvandshane ved boring.
○ Teflonslange påmonteres med overgangsstykke til udtagning af
uforstyrret stråle til prøveflasker.
○ Boringen skal være i drift, eventuelt tvangsstartet mindst 5 minutter før
prøvetagning, og der forpumpes igennem slange og overgangsstykke i
10 minutter.
○ Hvis muligt neddrosles pumpen 5-10 % lige før prøvetagning for at
hindre medtagning af vand fra forerøret i prøven.
• Markvandings- og industriboringer:
○ Forpumpes til fri for synlige partikler og stabil pH og ledningsevne.
Den internationale standard for prøvetagning af drikkevand /108/ angiver, at fra
denne type boringer udtages prøver efter forpumpning i 3-5 minutter, men
formålet er her alene vurdering af vandforsyningens kvalitet.
101

Fremgangsmåden ved udtagning af prøver fra boringer i drift er opsummeret i
boks 7.8 og er nærmere beskrevet for volumenmoniterende prøve fra vandforsyningsboring
i den efterfølgende prøvetagningssituation 5 og tabel 7.9.
Boks 7.8 Prøvetagning fra forsyningsboringer i drift.
• Benyt kun prøvetagning i markvandings-, vandværks- eller
enkeltvandforsyningsboringer til undersøgelse af eventuel forurening af
oppumpet vand.
• Prøverne er volumenmoniterende, men som hovedregel vil der ikke være
præcis viden om:
○ Inddraget del af grundvandsmagasin.
○ Effekt af selve boringen på vandkvalitet (f.eks. defekt forerør).
○ Effekt af indvindingens drift (f.eks. klorering, syrebehandling,
tilbageskylning).
• Der udtages under alle omstændigheder stabil, uforstyrret delstrøm ved
hjælp af prøvetagningsslange af lille diameter (10 mm ID teflon).
• Udtagning af prøver fra markvandingsboring:
○ Prøver udtages med fastsiddende pumpe fra taphane nærmest muligt
boringen.
○ Der forpumpes til stabile indikatorparametre, typisk 3-6
boringsvoluminer.
○ Pumpen drosles 5-10 % eller stoppes kortvarigt (5 minutter) inden
prøvetagning.
• Udtagning af prøver fra vandværksboringer:
○ Fra boringer med fastsiddende pumpe udtages prøven fra råvandshane
ved boringen.
○ Der forpumpes til stabile indikatorparametre, typisk 3-6
boringsvoluminer.
○ Pumpen drosles 5-10 % eller stoppes kortvarigt (5 minutter) inden
prøvetagning.
○ Hvis muligt sikres, at boringen har været i drift ½ døgn inden
prøvetagning.
• Udtagning af prøver fra enkeltvandforsyningsboringer:
○ Prøver udtages hvis muligt fra råvandshane eller taphane inden
vandbehandling, vandtank eller hydrofor, ellers fra mest benyttede,
”kolde” vandhane (køkkenvask).
○ Ledningsnet og vandhane ”forpumpes” 10 minutter inden
prøvetagning.
○ Egentlig forpumpning af boring udføres, hvis muligt.
102

7.3.3.1 Prøvetagning fra forsyningsboring i drift til fastlæggelse
kvalitet af oppumpet vand, situation 5.
I et grundvandsmagasin i kalk 30 m.u.t. med overliggende moræneler er en 35
m dyb boring udbygget med 10” forerør og åben boring i den opsprækkede
kalk fra 31 til 35 m.u.t.. Oplysninger om boringen er samlet fra geologisk
basisdatakort (GEUS) og ejerens borejournal.
I boringen er fast monteret en dykcentrifugalpumpe, der benyttes til markvanding.
Grundvandspotentialet for magasinet er 20 m.u.t. Opstrøms for
boringen er fundet høje koncentrationer af pesticidnedbrydningsproduktet
BAM under et vindue i morænelersdækket, og der ønskes nu sikkerhed for, at
denne forurening ikke har nået markvandingsboringen og den nedstrøms
liggende enkeltvandforsyningsboring.
Prøvetagningen ønskes gennemført i foråret, men markvandingsboringen har
ikke været benyttet siden den forgående sommer. Prøvetagningens gennemførelse
er opsummeret i tabel 7.9.
Større forpumpning end angivet i tabel 7.9 kan være nødvendig, hvis prøven
først kan tages efter længere rørføring fra boringen. Måling af færre indikatorparametre
kan benyttes, hvis den mest relevante parameter kan vælges udfra
kendskab til den grundvandskemiske variabilitet i magasinet.
Opgave Fremgangsmåde eller beskrivelse
Pumpe Dykcentrifugalpumpe sidder fast i 30 m.u.t. og er forbundet
med jernrør til markvandingssystemet. Der er etableret lille
taphane lige ved boringen.
Forpumpning Dybden til vandspejlet pejles og følges derefter hvert 5. minut.
Pumpen startes med 10 m 3 /time.
Sænkningen af vandspejlet må højst være 1 m.
En delstrøm af det oppumpede vand udtages ved at sætte et 3 m
stykke 10 mm ID teflonslange på taphane.
Indikatorparametrene pH, ledningsevne, opløst ilt og turbiditet
aflæses under forpumpning i gennemstrømningsbeholder hvert
5 minut (for hvert boringvolumen).
Stop efter stabile indikatorparametre, tabel 7.3, i 3 målinger
efter hinanden, mindst 15 minutters forpumpning (3 boringsvoluminer),
turbiditet under 5 NTU tilstræbes, men mere end ½
times forpumpning (6 boringsvoluminer) ønskes ikke.
Prøvetagning Pumpens ydelse reduceres (drosles) 10-15 % inden
prøvetagning, alternativt stoppes pumpen i 5 minutter før den
genstartes til prøvetagning.
Prøver udtages via påmonterede prøvetagningsslange til BAM.
Prøvebeholdere fyldes fra bunden med overløb af mindst 2
flaskevolumener inden omhyggelig lukning.
Afslutning Pumpe lukkes.
Tabel 7.9 Volumenmoniterende prøvetagning af markvandingsboring for
kontrol af eventuel forurening med pesticidnedbrydningsprodukt,
prøvetagningssituation 5.
103

Hvis råvandshane ikke findes i en markvandingsboring, kan opskydning af
prøvetagningsslange i afgangsrør af større diameter (se prøvetagningssituation
4) benyttes til udtagning af stabil delstrøm. I vandforsyningsboringer kan i
reglen benyttes tilsvarende prøvetagning.
I enkeltvandforsyninger kan forpumpning i reglen ikke udføres, og
råvandshane/taphane findes sjældent. Her skal tilstræbes at opnå vandprøve
inden hydrofor eller vandbehandling (for eksempel kalkfilter). Denne type
boringer giver som hovedregel alene et billede af den oppumpede vandkvalitet
og ikke af grundvandets sammensætning.
7.3.4 Formål og teknik ved prøvetagning med separat forureningsfase
Separat forureningsfase (non-aqueous phase, NAPL) kan både være en organisk
fase, der flyder ovenpå grundvandsspejlet eller det kapillære vandspejl,
light non-aqueous phase liquid (LNAPL, frit produkt, oliefilm, f.eks. benzin),
og kan ligge på bunden af grundvandsmagasinet (eller på et lavpermeabelt lag i
magasinet), dense non-aqueous phase liquid (DNAPL, f.eks. trichlorethylen).
Pumpning fra et magasin med fri fase forurening indebærer risiko for øget
spredning af forureningen, og dette kan reducere muligheden for efterfølgende
afværgeoppumpning af fri fase.
De danske love, bekendtgørelser og vejledninger angiver ikke krav til prøvetagning
af separat fase, og nogle amter angiver, at boringer med separat oliefase
ikke skal prøvetages /3/, mens et enkelt amt kræver måling af den fri oliefases
tykkelse.
Standarden for prøvetagning af grundvand på forurenede grund /97/ angiver, at
hvis LNAPL ønskes prøvetaget, skal boringer filtersættes til over den fri fase,
det vil sige med filtre over grundvandsspejlet og det kapillære vandspejl.
Standarden gør endvidere opmærksom på, at måling af en oliefilms tykkelse i
en boring kan give for høje værdier på grund af effekten af kapillære kræfter i
formationen. Standarden angiver tillige, at prøvetagning af DNAPL kræver
filtersætning i bunden af magasinet, hvor den tunge separate fase har samlet
sig.
De fleste prøvetagningshåndbøger omtaler kun kort muligheden for at måle en
separat oliefilm /29, 55/, men det angives for eksempel, at denne måling bør
udføres inden forpumpning /29/. Det anbefales alene at udføre en kvalitativ
vurdering af, om der i en boring er fri fase over vandspejlet. Egentlige målinger
af den fri fases tykkelse benyttes af nogen som et relativt mål /99/.
Tykkelsen i en boring af den fri fase NAPLs kan måles med kommercielt
tilgængelige måleinstrumenter (”prober”, f.eks. ORS fra Enviro-Equipment og
Interface Probe fra Geotech) med dobbelt detektor (dual-function).
Instrumenterne benytter ændringer i lysbrydning fra en intern lyskilde til at
104

detektere væskeoverfladen i en boring, dels ledningsevnemåling til at vise, om
væsken er vand (elektrisk ledende) eller NAPL (ikke elektrisk ledende). Et
alternativ er tape eller bånd med en farveindikator for organiske opløsningsmidler,
der kan sænkes ned i en boring og derefter tages op og vise omtrentligt
dybden til NAPLs og tykkelsen af laget, f.eks. Ribbon NAPL Sampler fra
FLUTe/SEAMIST.
Boks 7.9 Måling og prøvetagning af separat fase.
• Måling af separat fase er kvalitativ og relativ. Observer under borearbejdet,
om der er separat fase, herunder særligt om der optræder oliefilm på
borevand eller oppumpede vandprøver.
• Måling og prøvetagning af let separat fase (LNAPL, oliefilm) kræver
filtersætning henover grundvandsspejlet.
• Måling og prøvetagning af tung separat fase (DNAPL) kræver
filtersætning i bunden af magasin eller lige over lavpermeabelt lag.
• Måling og prøvetagning af separat fase udføres altid før forpumpning. Der
gøres opmærksom på, at pumpning på boringer med separat fase kan
accelerere vertikal spredning af forureningen.
• Måling af separat fase:
○ Tykkelsen af den separate fase måles ved hjælp af en dobbelt detektor
probe, som kan måle dybde til LNAPL overflade, til grundvandsspejl
og til DNAPL overflade.
○ Bunden af DNAPL ”sø” kan måles som dybde til bund af magasin.
• Udtagning af prøver af let separat fase LNAPL:
○ Prøver udtages med åben prøvehenter (kontraventil til fyldning i
bunden), der sænkes ned i boringen til midt i den separate fase.
○ Prøvehenteren trækkes op, og den lette fase hældes over i prøveglas,
uden at vandfasen kommer med (dekanteres).
○ Hvis LNAPL fasen er tynd, her mindre end prøvehenterens længde,
benyttes en prøvehenter, der fyldes fra toppen. Prøvehenteren sænkes
ned til lige under LNAPL overfladen og fyldes, hvorefter den trækkes
op, og prøven dekanteres og omhældes som beskrevet ovenfor.
• Udtagning af prøver af tung separat fase, DNAPL:
○ Prøver udtages med slangepumpe forsynet med teflon engangsslange
og en pumpeslange, der er modstandsdygtig overfor opløsningsmiddel.
○ Slangen placeres lige over boringens bund.
○ Der pumpes direkte til prøveglas med ”forpumpning” af blot nogle få
mL for at fjerne eventuelle urenheder i slangerne.
○ Slangepumpen kan ikke benyttes til DNAPL dybere end løftehøjden
(afhænger af opløsningsmidlets damptryk, typisk højst 8 m for vand,
mindre for 1,1,1-trichlorethan og trichlorethylen, men mere for
tetrachlorethylen). Der må da benyttes en lukket prøvehenter, der kan
åbnes, når prøvehenteren er sænket ned i DNAPL fasen.
105

Prøvetagning af en let fri fase (LNAPL) kan udføres med åben prøvehenter,
som sænkes ned i den fri fase i boringen og fyldes med fri fase /109/. Med et
tyndt lag fri fase kan det være en fordel at benytte en prøvehenter, der fyldes
fra toppen. For tung fri fase (DNAPL) kan enten benyttes en lukket prøvehenter,
der åbnes efter nedsænkning i den tunge fri fase, eller der kan benyttes
en sugepumpe. På grund af de høje koncentrationer af forureninger anbefales
det at benytte en separat prøvehenter/slange til hver prøve for at hindre
krydsforurening.
7.3.5 Formål og teknik ved prøvetagning under borearbejde
Prøvetagning under borearbejde har normalt til formål at fastlægge forureningens
udbredelse, vertikalt og/eller horisontalt, samt eventuelt at identificere
den mest forurenede dybde med henblik på filtersætning centralt i en forureningsfane.
Prøvetagningsformålet er dermed punkt- eller liniemoniterende
prøver.
Der stilles ikke specifikke krav til udførelsen af prøvetagning under borearbejde
i danske love, bekendtgørelser og vejledninger, og denne type prøvetagning
er ikke specifikt nævnt i standarder for prøvetagning af grundvand. Århus Amt
angiver, at der ved nogle boreteknikker samtidig med borearbejdet kan udtages
vandprøver, modificeret efter /63/:
• Ved boring med sandspand kan vandet fra spanden benyttes som prøve af
porevandet fra den dybde, hvortil boringen er nået.
• Under boring med sandspand eller skylleboring kan borearbejdet stoppes,
borerør trækkes lidt tilbage, og vand udtages fra borerøret i den dybde,
hvortil boringen er nået, enten med en pumpe eller med en lukket
vandhenter (kammer).
• Under boring med sandspand eller skylleboring kan borearbejdet stoppes,
og en prøvetager bankes ned i formationen under boringen.
• Under boring med hul snegl kan prøver tages fra kammer i sneglens spids
med trykpumpe.
Ved prøvetagning fra sandspand hældes sediment/vandblandingen fra spanden
over i et glas, sedimentet får tid til at bundfældes, og vandfasen hældes over i
prøvebeholder til efterfølgende analyse. For de øvrige prøvetagningsmetoder
benyttes forpumpning og udtagning som specificeret tidligere for hver teknik.
For alle angivne teknikker kan boring med prøvetagning suppleres med efterfølgende
udbygning til fast installation, men boring med hul snegl anvendes
mest til éngangsprøvetagning. Prøvetagning fra sandspand eller fra borerøret
under borearbejdet kan alene benyttes til orienterende prøver og analyse for
indikatorparametre og grundvandets hovedbestandele, da vandkvaliteten under
alle omstændigheder er forstyrret af borearbejdet og/eller tilsætning af borevand.
Disse metoder vurderes altså ikke at kunne benyttes til egentlig fastlæggelse
af vandkvalitet.
106

Eksempel 7.1 Eksempel på prøvetagning under boring med hul snegl.
Ved Rabis Bæk i Vestjylland blev foretaget 3 boringer med hul snegl til 35 m.u.t. i et
sandmagasin med frit vandspejl i cirka 15 m.u.t. /110/. Sneglen var udstyret med et
prøvekammer i spidsen, hvor formationsvandet kunne trænge ind i kammeret igennem et
finmasket stålnet /111/. Kammeret var af rustfrit stål, og der benyttedes slanger af teflon.
Prøven kunne trykkes op fra kammeret med kvælstof (trykpumpe).
I hver prøvetagningsdybde blev sneglen stoppet, slanger til prøvetagningsudstyr monteret, og
der blev forpumpet (typisk 5 L per optrykning, afhængig af boringens dybde = længden af
vandfyldt slange). Forpumpningen fortsatte indtil vandprøverne var klare (visuel inspektion)
og indikatorparameteren ledningsevne var stabil (se afsnit 7.2.3.1). Der blev derefter udtaget
vandprøver til kemiske analyser.
107
Dybde i m.u.t.
0 2 4 6 8 10
15
17
19
21
Iltholdigt grundvand uden
nitrat fra skovområde
Iltholdigt grundvand med nitrat
23
25
27
29
fra opstrøms landbrugsområde
31
Iltfrit grundvand uden nitrat men
med jern (II) efter nitratreduktion
33
35
på pyritlag
mg/L jern II mg/L opløst ilt 10 mg nitrat/L
Resultaterne viste en lagdelt vandkvalitet med iltholdigt vand uden nitrat fra et skovområde,
derunder ilt- og nitratholdigt vand fra et opstrøms landbrugsområde og dybere vand uden
nitrat og ilt (profil for én boring er vist ovenfor). Det billede af den vertikale og horisontale
variation i grundvandskvalitet, som opnåedes med boring og prøvetagning med hulsnegl, var i
overensstemmelse med en model opstillet udfra prøver taget fra permanente boringer med
prøvetagere installeret i mange niveauer. Prøvetagning under borearbejde gav her en
detaljeret kortlægning af grundvandskvaliteten vertikalt og horisontalt inden for kort tid. Der
kan suppleres med geofysiske målinger som el log og med målinger af hydraulisk
ledningsevne ved en mini slug test /112/.

Prøvetagning under boring med hul snegl vurderes at kunne give grundvandsprøver,
der repræsenterer vandkvaliteten i formationen, se eksempel 7.1.
Til udtagning af grundvandsprøver under borearbejde benyttes ofte nedramning
af prøvetagere i forskellige udformninger, for eksempel: Hydropunch /113/,
Enviroprobe /114/ og Geoprobe /115/. Teknikkerne er beregnet til prøvetagningskampagner,
hvor en prøvetagningsvogn med hydraulisk udstyr kan
skubbe en prøvespids ned til ønsket dybde med borestænger, hvorefter en
vandprøve kan tages med forskellig teknik, tabel 7.10.
Prøvetagningsprincip
Hydropunch Kammer fyldes og
trækkes op med
borestang
Enviroprobe BAT princip, hvor
evakuerede glas
fyldes og trækkes op,
se bilag 10
Geoprobe Sugepumpe,
inertipumpe eller
vandhenter
BAT: se bilag 10
108
Flere dybder i én
ramning
Filterinterval
Nej 0,25 m
Ja 0,10 m
Ja, med Profiler
ekstraudstyr
0,15-0,30 m
Tabel 7.10 Principper og egenskaber for 3 kommercielt tilgængelig udstyr til
grundvandsprøvetagning med nedramning.
Boringer etableret med Enviroprobe eller Geoprobe kan i princippet efterlades
som permanente boringer, men i reglen benyttes alle 3 teknikker til éngangsboringer.
Geoprobe systemet giver også mulighed for at installere faste moniteringsboringer
med samme udstyr og kan kombineres med udtagning af
sedimentprøver under borearbejdet.
Såvel prøvetagning under boring med hul snegl, som de beskrevne rammeboringer
kræver særligt udstyr og praktisk erfaring, og metoderne vurderes
derfor alene at være anvendelige af særligt udstyret og uddannet personale.
Det skal bemærkes, at de beskrevne teknikkers anvendelighed vil afhænge af
de benyttede pumpeteknikkers anvendelighed, se tabel 7.1.

Boks 7.10 Prøvetagning under borearbejde.
• Udtagning af prøver fra sandspand:
○ Prøver af vand kan udtages fra sandspanden.
○ Sediment bundfældes.
○ Delprøve af vandfasen udtages til analyse for hovedbestanddele og
indikatorparametre.
○ Metoden giver prøver, der alene kan benyttes som groft orienterende.
• Udtagning af prøver fra borerør eller borerørs bund:
○ Der kan oppumpes vand fra bunden af boring eller fra prøvetager
banket ned i formationen under borearbejde, når der arbejdes med
sandspand eller skylleboring.
○ Denne type prøvetagning kræver særligt udstyr og ekspertise.
○ Metoden giver prøver, der alene kan benyttes som groft orienterende.
• Udtagning af prøver ved rammeboring eller boring med hul snegl:
○ Ved brug af specialudstyr kan udtages grundvandsprøver under boring
med hul snegl og ved rammeboringer.
○ Der kan tages prøver i flere dybder i samme boring, afhængig af den
benyttede metode.
○ Denne type prøvetagning kræver særligt udstyr og ekspertise.
○ Metoden giver rigtigt udført prøver af høj kvalitet og dybdespecificitet.
7.4 Feltanalyser
I forbindelse med prøvetagningen kan det være nødvendigt at udføre feltmålinger.
Nogle tommelfingerregler af generel karakter, som vil blive uddybet
i det følgende, kan gives:
• Udfør analyser for indikatorparametre i felten.
• Udfør analyser for ustabile parametre i felten.
Parameter Indikatorparameter Ustabil parameter
pH Ja Ja
Ledningsevne Ja Nej
Opløst ilt Ja Ja
Temperatur Ja Ja
Turbiditet Ja Ja
Redoxpotentiale Ja Ja
Alkalinitet Nej Ja
Ferrojern (jern II) Nej Ja
Svovlbrinte Nej Ja
Tabel 7.11 Parametre, der på grund af brug som indikatorparametre eller på
grund af ustabilitet måles i felten.
109

Analyse i felten kan være nødvendig dels af hensyn til brugen som indikatorparametre
under prøvetagning (se afsnit 7.2.3.1), dels på grund af ustabilitet,
der ikke tillader transport til laboratoriet. Nogle parametre er både vigtige
indikatorparametre og ustabile, se tabel 7.11.
Ved undersøgelser på forurenede grunde angives i Miljøstyrelsens vejledning,
at ilt, CO 2 , redoxpotentiale og pH bør måles i felten /17/, mens Bekendtgørelsen
om kvalitetskrav til miljømålinger /6/ kræver brug af akkrediterede laboratorier,
hvis målingerne skal benyttes i forvaltningsafgørelser (se afsnit 2.1 for
afgrænsning). For boringskontrol og drikkevandskontrol på vandværker kræves
benyttet en metode til analyse for opløst ilt, der ikke hensigtsmæssigt kan benyttes
i felten (titrering efter DS 2205) /12/.
Danske amter angiver generelt, at feltmålinger ikke kan stå alene, men skal
suppleres med laboratorieanalyser /3/, men Århus Amt anbefaler feltmåling af
pH, ledningsevne, opløst ilt og temperatur og benytter feltmålinger af pH og
ledningsevne sammenholdt med laboratorieanalyser til kontrol af prøvernes
integritet under opbevaring og transport. Ved grundvandsmoniteringen
(GRUMO) og i landovervågningen (LOOP) kræves feltanalyser for pH,
ledningsevne, opløst ilt og temperatur /14/.
Det er i skrivende øjeblik (maj 2003) ikke afklaret, hvordan konflikten imellem
det tekniske krav om gennemførelse af visse analyser i felten for at sikre rigtige
resultater og kravet om udførelse på et akkrediteret laboratorium skal løses.
Den internationale standard for prøvetagning af grundvand /54/ angiver, at
temperatur, pH, ledningsevne, redoxpotentiale, alkalinitet og opløste gasser
(særligt opløst ilt) bør udføres så hurtigt efter prøvetagning som muligt og helst
som feltmålinger i gennemstrømningsbeholdere. En dansk håndbog i prøvetagning
af grundvand anbefaler feltmåling af pH, ledningsevne, temperatur,
redoxpotentiale og opløst ilt (dog med feltkonservering og laboratorieanalyse
som alternativ) med brug af gennemstrømningsbeholder /4/. Den amerikanske
delstat Wisconsin har i sine guider for prøvetagning /99, 109/ angivet, at
måling i gennemstrømningsbeholder af feltparametre (pH, ledningsevne,
redoxpotentiale, temperatur og opløst ilt) er at foretrække, men at måling i
selve boringen eller på prøver på stedet er alternativer. En ældre amerikansk
håndbog i prøvetagning af grundvand anfører, at pH, ledningsevne, temperatur,
redoxpotentiale, opløst ilt og alkalinitet bør udføres som feltmålinger /32/.
I udførelsen af feltmålinger kan skelnes imellem målinger i boringen, målinger
i gennemstrømningsbeholder og målinger foretaget på delprøver.
En række af de målinger, som her anbefales til måling i gennemstrømningsbeholder,
kan også udføres som målinger i boringen. Den væsentligste fordel
ved målinger i boringen ses, når målingerne kan udføres i forbindelse med
selve borearbejdet.
110

PH Ledningsevne Redoxpotentiale Opløst ilt Temperatur Turbiditet
Type udstyr Potentiometer med pH Elektrisk ledningsevne- Potentiometer med redox Potentiometer med ilt- Elektronisk temperatur- Sensor med celle, hvor
kombinationselektrode og måler med celle og kombinationselektrode elektrode,lufttrykkomføler i ledningsevnemåler spredning af indsendt lys
temperaturføler
indbygget temperaturføler
pensator og indbygget eller iltelektrode
måles
temperaturføler
Gennemstrømningsbeholder Ja Ja Ja Ja Ja Nej, separat on line celle
On-line montering Ja Ja Ja Ja Ja Ja
Kommercielt tilgængeligt Ja Ja Ja Ja Ja Ja
Kalibrering eller kontrol i Ingen Kontrollér og eventuelt Kontroller elektrode med Kontrollér 100 % iltmætning Kontrollér måling ved Kalibrér måling på
laboratoriet
kalibrer overfor 2
opløsning af ferrocyanid og

Resultaterne af målinger direkte i boringerne kan benyttes i beslutninger om
filtersætning, udvælgelse til vandprøve med videre. Under danske forhold
benyttes målinger for disse parametre primært som indikatorparametre under
forpumpning, hvor målinger i boringen ikke giver mening. Målinger i boringen
er en fordel, hvis der ikke i øvrigt skal udtages vandprøver, men kræver særligt
udstyr og forudsætter i øvrigt samtidig brug af pumpe til at sikre strømning af
frisk grundvand forbi målesonderne. Det vurderes derfor, at der som hovedregel
ikke er tilstrækkeligt gode grunde til at foretrække målinger i boringer
fremfor målinger i gennemstrømningsbeholder.
Det vurderes, at indikatorparametrene, der alle kan bestemmes med automatisk
udstyr og i gennemstrømningsbeholder eller on-line fra pumpe, bør bestemmes
i felten. Forslag til procedurer er anført i tabel 7.12. Forslag til design af gennemstrømningsbeholder
er for eksempel givet i /4, 63/. Det skal her bemærkes,
at systemet til gennemstrømningsmåling fra pumpe over pumpeslange og
beholder til målesonder skal være diffusionstæt (primært for ilt og kuldioxid),
hvis målingerne skal give mening.
En detaljeret gennemgang af metoder til feltanalyse er givet i /116, 117/ på
niveau svarende til en standard eller SOP, altså til direkte brug som vejledning i
praktisk udførelse.
Det skal særligt bemærkes, at måling af redoxpotentiale alene kan have mening
som en arbitrær eller relativ måling til brug for eksempel som indikatorparameter
ved forpumpning af én boring. Det skyldes, at måling af redox potentiale
i vand med en elektrode for at være meningsfuld kræver opfyldelse af en
forudsætning om, at grundvandets forskellige redoxpar er i ligevægt, samt om
at der er opnået ligevægt imellem dem og elektroden. Disse forudsætninger er
sjældent opfyldt /116/.
Målinger for opløst ilt under 1 mg O2/L bør udføres i laboratoriet som titrering
efter Winkler (DS 2205), hvor delprøver udtages og konserveres i felten.
De øvrige parametre (alkalinitet, ferrojern og sulfid) benytter målinger på delprøve
og kræver egentlige laboratorieoperationer (tilsætning af reagenser,
kolorimetermålinger eller titrering).
For alkalinitet er det vist /118/, at prøvetransport kunne medføre ændringer
(stigninger) i målte værdier, men at betydningen for ionbalancen var begrænset
(5), mens oxideret ferrijern findes som partikulære jernoxyhydroxider
/31/. Udfra denne antagelse kan ferrojern bestemmes som
indholdet af jern i filtreret prøve (ofte igennem 0,45 µm filter, men mere ret-
112

visende igennem 0,1 µm filter), men antagelsen er ikke i alle tilfælde tilstrækkeligt
god. Der er i overfladevand fundet oxideret jern i partikler under både
0,45 µm og 0,1 µm diameter også væsentligt over 0,05 mg/L /119/, hvilket kan
give fejlagtig påvisning af ferrojern i iltholdig grundvand.
Sulfid i en grundvandsprøve kan tabes ved både fordampning og iltning, og
derfor konserveres prøver til sulfid normalt ved tilsætning af base (hæver pH)
og zinkacetat (zink fælder de dannede sulfidioner). Praktiske erfaringer har
vist, at standardmetodens (DS 278) basetilsætning er utilstrækkelig til at sikre
holdbare prøver.
Boks 7.11 Feltmålinger.
• Måling af indikatorparametre:
○ Indikatorparametre (pH, ledningsevne, temperatur, opløst ilt og
turbiditet) måles i gennemstrømningsbeholder.
○ Redoxpotentiale måles kun med særlige formål og da altid i
gennemstrømningsbeholder.
○ Målinger af indikatorparametre i boringer kan med fordel foretages i
forbindelse med selve borearbejdet, men der kræves specialudstyr og
særlig ekspertise.
• Måling af ustabile parametre:
○ Øvrige ustabile parametre (ferrojern, sulfid og alkalinitet) måles som
laboratorieanalyser, idet der udtages delprøver til passende opbevaring
og/eller konservering.
• Feltanalyser kan med specialudstyr og særlig ekspertise benyttes til
undersøgelser med ekstra behov for retvisende resultater. Dette gælder
særligt undersøgelser med henblik på geo- og grundvandskemisk
modellering og undersøgelser af potentiale for naturlig nedbrydning under
særlige redox forhold.
Det anbefales derfor, at analyser for alkalinitet, ferrojern og sulfid normalt
udføres som laboratorieanalyser, men udføres som feltmålinger, når der er
særligt behov for retvisende resultater, for eksempel i forbindelse med geo- og
grundvandskemisk modellering eller ved undersøgelser af redoxbaseret potentiale
for naturlig nedbrydning. Forslag til fremgangsmåde på dansk kan for
eksempel findes i /31/, men feltanalyserne vil i reglen kræve specialudstyr og
særlig ekspertise.
113

7.5 Forbehandling, emballage og opbevaring af grundvandsprøver
7.5.1 Filtrering
Filtrering af grundvandsprøver foretages primært, når en ikke vellykket prøvetagning
har givet partikelholdige prøver. Partiklerne kan både komme fra
formationen og fra boringen.
Undersøgelser af forurenet grundvand har som hovedformål at undersøge for
indholdet af forureninger, der transporteres med grundvandet og derfor også
kan oppumpes med grundvandet, når det skal benyttes til drikkevand. Transporterbare
forureninger vil både være opløste stoffer og stoffer bundet til
kolloider og til små partikler (figur 7.5).
Figur 7.5 Fordeling af kobber på opløst, komplexbundet, kolloidbundet og
partikelbundet form i en vandprøve, ikke målfast,
størrelsesangivelser er eksempler.
Derudover ønskes ofte viden om grundvandets indhold af naturlige, opløste
komponenter for at kunne beskrive grundvandssystemets kemi. Der kan i en
grundvandsprøve optræde stoffer som partikler, som kolloider og som opløste.
I hvilket omfang man ønsker at skelne imellem de tre former, samt eventuelt
imellem undergrupperinger heraf (f.eks. størrelse af partikler eller opløste
stoffer som fri ion modsat som opløst komplex) vil afhænge af formålet med
undersøgelsen. Et kritisk forhold er her, at der ikke kan fastlægges en fysiskkemisk
baseret grænse imellem partikulært og kolloidt stof. Grænsen fastlæg-
114
Cu ++
opløst fri ion
CuCO 3 0
opløst komplex
+ Cu-O
bundet til kolloid
0,05 µm diameter
+ Cu-O
bundet til partikel
0,7 µm diameter

ges arbitrært af nogen til 0,45 µm (typisk undersøgelser af drikkevand og
forurenet grundvand, samt ved fastlæggelse af opløst organisk kulstof, DOC)
og af andre til 0,1 µm (typisk i grundvands- og geokemiske undersøgelser).
Endelig har mange typer af analyseudstyr et krav om, at vandprøver til analyse
skal være fri for partikler. På grund af de mange, ofte forskelligt rettede
hensyn, foreligger mange retningslinier for filtrering af grundvandsprøver.
Boks 7.12 Filtrering.
• Boringer med lavt partikelindhold, standardundersøgelser:
○ Gælder korrekt udbyggede boringer i velydende formationer:
− Prøvetages efter mikroforpumpning og kontrol af turbiditet
lavere end 5 NTU (indikatorparametermåling on-line).
− Prøverne filtreres ikke.
• Boringer med højt partikelindhold, standardundersøgelser:
○ Hvor turbiditeten er over 5 NTU for boringer:
− I lavt ydende formationer.
− Hvor mikroforpumpning ikke kan benyttes.
− Der ikke kan give partikelfri prøver.
○ Filtreringsprocedure:
− Prøver til hovedbestanddele og organiske stoffer (undtagen
DOC) filtreres ikke.
− Prøver til metalanalyser og DOC filtreres igennem 0,45 µm
filtre med ubeluftet prøve on-line (foretrukken) eller on-site.
− Der vælges filtre, hvor det er dokumenteret, at der ikke sker
prøveforurening og ikke stoftab ved filtreringen.
− Filtrene renskylles med prøve, inden filteret delprøve udtages.
− For reduceret grundvand fjernes ilt fra filtrene ved kvælstof
beluftning inden filtrering af prøve.
• Specialundersøgelser:
○ Til undersøgelser med ekstra behov for retvisende resultater for
metaller og DOC, særligt GRUMO og undersøgelser med henblik på
geo- og grundvandskemisk modellering og undersøgelser af potentiale
for naturlig nedbrydning under særlige redox forhold, kan anvendes
filtre med andre porestørrelser efter konkret vurdering af
anvendelighed i forhold til formål.
○ For nærmere undersøgelser af organiske forureningers forekomst
(partikel- og kolloidbundet) kan ligeledes anvendes andre filtre.
Danske love, bekendtgørelser og vejledninger giver ikke anvisning med hensyn
til filtrering af grundvands- eller drikkevandsprøver /17, 12, 13, 18/. Århus
115

Amt foreskriver, at grundvandsprøver a priori bør være partikelfri, men en
eventuel filtrering foreskrives foretaget i et on-line udstyr, som hindrer beluftning
af prøven. Til overvågningsprogrammet (GRUMO og LOOP) kræves online
filtrering (filter koblet direkte på pumpeslange med udelukkelse af luft)
på 0,4 – 0,45 µm filter af de fleste prøver til de fleste analyseparametre, mens
prøver til ustabile, flygtige og organiske stoffer ikke må filtreres /14/.
Standarderne for prøvetagning af grundvand og andet vand angiver, at filtrering
kan være en fordel, men ikke må fjerne stoffer, der ønskes analyseret for /120/.
Det anbefales, at eventuel filtrering udføres som on-line filtrering på 0,4-0,5
µm filtre, for eksempel af polycarbonat /54/. For prøver af overfladevand til
metalanalyse er som en mulighed beskrevet filtrering igennem polycarbonat-
eller teflonfiltre uden angivelse af porestørrelse /121/. En række standarder for
kemiske analyser fastlægger krav til filtrering af prøverne inden analyse.
I de danske håndbøger for prøvetagning af grundvand /4, 31/ anbefales on-line
eller on-site filtrering (filtrering på prøvetagningsstedet) af prøver med
partikler, når der skal analyseres for spormetaller, jern og mangan, fosfat, sulfat
og apolære organiske stoffer som PAH. Der anbefales at benytte 0,45 µm filtre,
men for jern anbefales dog 0,1 µm filtre. Filtrene skylles med de første 10 mL
prøve, som kasseres. I grundvandsundersøgelser ved fyld- og lossepladser
anbefales feltfiltrering af prøver til ferrojern og mangan /92/.
Filtrering af grundvandsprøver er mere detaljeret behandlet i bilag 14, men det
må konkluderes, at der med hensyn til filtrering ikke kan identificeres den
eneste rigtige fremgangsmåde. En overordnet anbefaling er givet i boks 7.12.
7.5.2 Emballage, konservering og opbevaring
Prøvebeholdere, konservering, transportbetingelser og maksimal
opbevaring aftales under alle omstændigheder med det involverede
analyselaboratorium.
For at sikre de udtagne prøvers holdbarhed skal overvejes:
• Materiale for prøvebeholder, typisk:
○ Polyethylen.
○ Polypropylen.
○ Teflon.
○ Glas.
• Metode for konservering, typisk:
○ pH justering.
○ Biocidtilsætning.
○ Nedkøling.
○ Frysning.
• Betingelser og tid for opbevaring, typisk:
○ Temperatur.
116

117
○ Mørke/lys.
○ Længste tid til start af analyse.
○ Længste tid til start af eventuel orienterende reanalyse.
Ved undersøgelser på forurenede grunde foreskrives /17, 18/, at emballage,
transport og opbevaring skal gennemføres, så prøverne ændrer sig mindst
muligt fra udtagning. Det specificeres, at grundvandsprøver til organiske
analyser skal opbevares i glasflasker med tætsluttende låg, at prøverne skal
opbevares mørkt og køligt (4ºC), samt at de skal afleveres til laboratoriet på
udtagningsdagen. For prøver til metalanalyser nævnes anvendelsen af plastflasker
som en mulighed. Det fremhæves, at laboratorierne er forpligtede til at
levere rengjort udstyr, samt at dialog imellem prøveudtager og laboratorium
vedrørende konservering, filtrering og prøvehåndtering er vigtig.
I nogle amter er specificeret forskellige yderligere krav /3/, f.eks.:
• Prøver til metalanalyse opbevares i syreskyllede flasker af polyethylen eller
polypropylen.
• Længste tid inden aflevering til laboratoriet 36 timer.
• Længste tid inden prøve taget i arbejde 24 timer.
Århus Amt foreskriver /63/, at prøver skal opbevares koldt og afleveres til
laboratoriet til igangsætning af analyser senest 24 timer efter prøvetagning,
samt at valg af prøvebeholder, konservering med videre aftales med
analyselaboratoriet.
Til grundvandsmoniteringsprogrammet (GRUMO) henvises til den danske
standard /122/ for konservering og transport af prøver, men der gives tillige en
opsummering af egnede prøveflasker, konservering, opbevaringsbetingelser og
acceptabel opbevaringstid for GRUMO parametrene /14/.
Den internationale (og danske) standard for prøveopbevaring /120/ indeholder
en oversigt over de mest almindelige analyseparametre, egnede prøvebeholdere,
mindste prøvevolumen, konservering og længste opbevaringstid. Standarden
fremhæver behovet for dialog med det udførende laboratorium om den
faktiske fremgangsmåde og sådanne oversigters orienterende karakter begrundet
i:
• Konserveringsmiddel skal passe til analysemetode.
• Prøvens egenskaber påvirker krav til opbevaring og konservering.
• Formålet med analyserne begrænser mulige procedurer
I standarden fremhæves en række nyttige håndregler:
• Prøveflasker skal være rengjort til formålet og opbevares med låg tæt
lukket til brug.

• Opbevaring ved 1-5ºC og i mørke er altid nyttig til at reducere ændringer i
prøverne.
• Prøver bør i hvert tilfælde opbevares koldere end udtagningstemperaturen,
hvis der er tale om parametre med begrænset holdbarhed.
• Risikoen for at gøre fejl ved konservering mindskes ved at konservere alle
prøver på én gang.
• Brug altid konservering med koncentrerede opløsninger af konserveringsmiddel
og ikke med fast materiale.
• Efter konservering noteres dette på prøverne.
• Der bør altid gennemføres blindtest af prøvebeholder og konserveringsmiddel,
både ved ibrugtagning af ny beholder/konserveringsmidler
(laboratoriet) og i rutinen (feltblindprøver).
• Kontroller temperaturen i transportbeholder, når den afleveres til
laboratoriet.
Den internationale standard for prøvetagning af grundvand beskriver, at der er
særlige behov for omhu ved opbevaring af grundvandsprøver, fordi disse i forbindelse
med prøvetagningen ofte får ændret betingelser som tryk, temperatur
og iltindhold /54/. Dermed øges særligt risikoen for tab af flygtige forbindelser
og for igangsætning af mikrobielle processer, der kan ændre prøverne, for
eksempel ved at nedbryde stoffer.
For prøver til sporelementanalyser er udarbejdet en standard, der foreskriver
brug af specialrensede flasker af polyethylen, polypropylen eller teflon, hvor
rengøringsmetoden er specificeret /121/. For prøver til kviksølvanalyse foreslås
dog flasker af borosilikatglas eller almindeligt glas. Der foreskrives endvidere
konservering ved tilsætning af 2 mL koncentreret, særligt ren salpetersyre per
L prøve, for prøver til kviksølvanalyse, eventuelt suppleret med tilsætning af
dichromat som oxidationsmiddel. Standarden foreskriver endvidere opbevaring
af konserverede prøver ved 4ºC for at hæmme afgivelsen af metaller fra
prøvebeholderne til prøven.
En dansk håndbog i prøvetagning /31/ giver detaljerede anvisninger af prøvebeholdere,
konservering og opbevaring.
Den amerikanske geologiske undersøgelse (USGS) anbefaler, at konserveringsmidler
medbringes i ampuller med afmålte mængder beregnet til én prøve /55/.
Derved minimeres risikoen for krydsforurening og tilsætning af forkerte/varierende
mængder. Et andet nyttigt råd er at indhente ny prøveflasker og konserveringsmiddel
til hver prøvetagning for dermed at forhindre forurening i
forbindelse med opbevaring af (større) lagre /92/.
Anbefalinger af prøvebeholdere, konservering og opbevaring er samlet i tabellerne
7.13-7.21, hvor anvisninger fra standarder og håndbøger er bearbejdet
under hensyntagen til dansk praksis. I bilag 15 er samlet eksempler på prøvebeholdere,
-mængder, -konservering og –opbevaring direkte fra standarder og
almindeligt benyttede håndbøger i prøvetagning af grundvand. I tabellerne og
118

ilaget er benyttet de mest restriktive krav til prøveopbevaring, ligesom der er
benyttet de højeste krav til prøvemængder. Der henvises til bilag 15 for
detaljerede oplysninger om de enkelte parametre.
Det skal endnu en gang fremhæves, at det endelige valg altid skal foretages i
samarbejde med det analyselaboratorium, der skal udføre analyserne.
Stoftyper Grundvandets hovedbestandele:
natrium, kalium, calcium, magnesium, jern,
mangan, chlorid, fluorid, sulfat
Materiale til emballage Polyethylen, polypropylen
Prøvemængde 100 mL til metaller, 250 mL til anioner
Konservering Prøve til metaller tilsættes 2 mL
koncentreret salpetersyre per L prøve, pH

Stoftyper Opløste gasser:
Aggressiv kuldioxid, svovlbrinte, methan
Materiale til emballage Til aggressiv kuldioxid og svovlbrinte
benyttes glasflasker, til methan særlige,
evacuerede glas med gummiprop, der kan
perforeres med sprøjte til injektion af prøve
og syre
Prøvemængde 2 x 250 mL til aggressiv kuldioxid, 500 mL
til svovlbrinte, 10 mL til methan
Konservering Den ene prøve til aggressiv kuldioxid
tilsættes en afvejet mængde kalk, den anden
opbevares ubehandlet.
Prøven til svovlbrinte tilsættes NaOH til
pH>9,5 og zinkacetat til fældning af sulfid
Prøven til methan tilsættes koncentreret
svovlsyre med sprøjte i mængde, der forud
vides at give pH

Stoftyper Spormetaller og sporelementer:
aluminium, arsen, bly, bor, cadmium,
chrom, kobber, kviksølv, molybdæn, nikkel,
zink
Materiale til emballage Specialrenset polypropylen, for kviksølv
dog glas eller teflon
Prøvemængde 1000 mL til spormetaller uden kviksølv, 500
mL til kviksølv
Konservering Prøve til spormetaller undtagen kviksølv
tilsættes 2 mL koncentreret salpetersyre per
L prøve, pH

Stoftyper Miljøfremmede stoffer:
Pesticider
Materiale til emballage Udglødet glas med skruelåg og teflonbelagt
indlæg
Prøvemængde 1000 mL afhængig af analyseprogrammets
omfang
Konservering Prøverne konserveres ikke
Transport og opbevaring 1-5ºC beskyttet imod lys
Holdbarhed efter evt. konservering 24 timer til start af ekstraktion
Bemærkninger Ingen
Tabel 7.19 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for miljøfremmede stoffer, pesticider.
Stoftyper Miljøfremmede stoffer:
Flygtige stoffer (chlorerede opløsningsmidler,
deres nedbrydningsprodukter,
BTEXN, MTBE)
Materiale til emballage Udglødet specialglas med skruelåg og
teflonbelagt indlæg
Prøvemængde 3 x 40 mL
Konservering Prøverne konserveres ikke
Transport og opbevaring 1-5ºC beskyttet imod lys
Holdbarhed efter evt. konservering 24 timer til start af analyse, 24 timer til start
af ekstraktion, hvis der benyttes en analysemetode
med ekstration
Bemærkninger Grundvandsprøver til analyse for flygtige
stoffer må ikke syrekonserveres.
Syretilsætning vil betyde afgasning af
carbonat og dermed uddrivning af flygtige
stoffer. Prøverne opbevares altid i helt fyldte
glas med tæt sluttende låg.
Tabel 7.20 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for miljøfremmede stoffer, flygtige stoffer.
122

Stoftyper Miljøfremmede stoffer:
Olie
Materiale til emballage Udglødet, solventskyllet glas med skruelåg
og teflonbelagt indlæg
Prøvemængde 1000 mL, dog 4000 mL ved krav om særligt
lav detektionsgrænse
Konservering Der tilsættes saltsyre eller svovlsyre til
pH

Forholdsreglerne omfatter dels prøvetagningsudstyr, dels emballage,
forbehandling og opbevaring.
Med henblik på valg af passende forholdsregler under prøvetagning og –
håndtering opdeles forureningerne efter egenskaber som flygtighed, adsorberbarhed
og nedbrydelighed. I bilag 9 er de mest almindelige forureninger i
jord og grundvand klassificeret efter disse egenskaber, og klassificeringen er
benyttet i den efterfølgende anbefaling af emballage, opbevaring m.v.
Effekten af en optimering af den samlede prøvetagning og prøvehåndtering er
vist i en undersøgelse af 12 boringer prøvetaget rutinemæssigt i 1991 og med
iagttagelse af de mest omhyggelige prøvetagningsprincipper /55/ på alle punkter
i 1994 /125/. For kobber, bly og zink faldt koncentrationerne klart efter
indsættelse af den omhyggelige prøvetagningsprocedure, op til faktor 20 for
kobber og op til faktor 5 for bly. Den omhyggelige undersøgelse viste også, at
prøveforurening trods indsatsen kunne påvises, særligt for chrom, nikkel og
molybdæn på µg/L niveau. Prøveforurening med chrom, nikkel og molybdæn
tilskrives dele af rustfrit stål i den benyttede pumpe (Grundfos MP1).
7.6.1 Forholdsregler ved flygtige stoffer
De særlige egenskaber ved flygtige stoffer i forhold til prøvetagning er,
indlysende, at de let fordamper, men også at de fleste har en høj diffusionskonstant.
Det vil sige, at de let transporteres ind i materialer som plastik.
Derudover er en del af de flygtige stoffer let nedbrydelige under aerobe
forhold, særligt de ikke chlorerede stoffer. Typiske flygtige stoffer er
chlorerede opløsningsmidler, deres nedbrydningsprodukter, BTEXN, lette
olieprodukter som benzin og diesel, samt vandblandbare opløsningsmidler.
Materialer til boringsudbygning bør være hård PVC eller rustfrit stål, til slanger
teflon af PTFE typen og som prøvebeholder specialrensede glas med skruelåg
og teflonindlæg. Der benyttes ikke lim til forerør, ikke limede filtre og ikke
olieprodukter i boringen.
Pumper bør være dykcentrifugalpumper, men under ingen omstændigheder
sugepumper. Forpumpning bør ikke medføre, at grundvandsspejlet trækkes ned
i filtret og slet ikke tømning af boringen.
Prøveglas fyldes altid helt fra bunden med en stille prøvestrøm, idet mindst 2
voluminer løber over inden selve prøvetagningen. Prøver må aldrig
syrekonserveres, men skal altid afleveres til laboratoriet ved
prøvetagningsdagens afslutning.
7.6.2 Særlige forholdsregler ved adsorberbare stoffer
De særlige egenskaber ved adsorberbare stoffer er deres tendens til at bindes
til overflader, særligt men ikke udelukkende til plastoverflader. Derfor vil analyselaboratoriet
i reglen foretage ekstraktion direkte i prøveflaskerne, således at
124

adsorberede stoffer trækkes med over i ekstraktionsfasen og dermed kommer
med i analysen. Stærkt adsorberbare stoffer er i reglen relativt kun lidt flygtige,
men nogen adsorberbare stoffer er let nedbrydelige under aerobe forhold. Typiske
adsorberbare stoffer er mange pesticider, særligt ”de gamle”, PAH, PCB,
nogen chlorphenoler, tunge oliekomponenter og phthalater. Organiske stoffer
med polære grupper, som phenoler, kan adsorberes effektivt til lermineraler
som bentonit /123/, der benyttes i forsegling af boringer.
Materialer til boringsudbygning bør være hård PVC eller rustfrit stål, til slanger
teflon af PTFE typen og som prøvebeholder speciarensede glas med skruelåg
og teflonindlæg. Det bør sikres, at eventuel bentonitforsegling ikke er i direkte
kontakt med filterintervallet, samt at der ikke spildes bentonit i gruskastningen.
Tab ved adsorption til teflonindlæg i prøveflaskers låg kan ikke udelukkes
/124/, men nogen laboratorier har som praktiske forholdsregler benyttet et
indlæg af aluminiumfolie eller skylning af prøveflasken og låg med
opløsningsmiddel i forbindelse med analysen.
Pumper bør være dykcentrifugalpumper, men under ingen omstændigheder
åben prøvehenter. Forpumpning bør være mikroforpumpning, så prøver med
højt indhold af partikler og kolloider ikke udtages.
Prøveglas fyldes altid helt fra bunden med en stille prøvestrøm, idet mindst 2
voluminer løber over inden selve prøvetagningen. Til nogle parametre kan
prøver konserveres, men de skal altid afleveres til laboratoriet ved prøvetagningsdagens
afslutning. Der er stor risiko for tab af adsorberbare stoffer,
hvis prøverne filtreres.
7.6.3 Forholdsregler ved nedbrydelige/omdannelige stoffer
De fleste organiske stoffer er nedbrydelige under aerobe forhold, men særligt
mange chlorerede organiske stoffer nedbrydes langsomt eller slet ikke under
disse forhold. En række uorganiske indholdsstoffer omdannes hurtigt:
• Næringsstoffer (nitrat, nitrit, ammonium).
• Svovlbrinte.
• Methan.
Endelig påvirkes parametre som pH, alkalinitet og turbiditet af afgasning,
mikrobiel omsætning og iltning. Det skal endvidere bemærkes, at der for
reaktive stoffer (f.eks. isocyanater) skal tages særlige forholdsregler for at
hindre omdannelse.
Der er en række generelle forholdsregler til modvirkning af mikrobiel nedbrydning.
Mikrobiel omsætning hæmmes ved fravær af ilt, ved lav temperatur og
kan eventuelt forhindres ved tilsætning af konserveringsmidler (syre, base eller
biocider) eller ved membranfiltrering (0,2 µm eller mindre).
125

Prøveglas fyldes altid helt fra bunden med en stille prøvestrøm, idet mindst 2
voluminer løber over inden selve prøvetagningen. Ubeluftede prøver udtages
således og opbevares tillukket, mørkt og køligt. Undgå forurening af prøven
med organiske stoffer, også selvom disse ikke påvirker de ønskede analyser.
Prøver konserveres, hvis det er foreneligt med prøveegenskaber, analyseprogrammets
stoffer til analyse og analysemetoder. Prøver skal altid afleveres
til laboratoriet ved prøvetagningsdagens afslutning.
7.6.4 Forholdsregler ved metaller
Gruppen af metaller omfatter både hovedbestandele på mg/L niveau (f.eks.
natrium, kalium, calcium og magnesium), der kun i særlige tilfælde påvirkes af
prøvetagningen, og spormetaller på µg/L eller ng/L niveau (f.eks. arsen, chrom
og kviksølv), som på grund af det lave niveau let tabes eller tilføres under
prøvetagning. Jern indtager en mellemposition, idet dette stof i reduceret
grundvand kan findes på mg/L niveau, men let tabes ved udfældning efter
iltning af prøven. Metaller kan i det hele taget tabes på grund af iltning og
efterfølgende udfældning.
Materialer til boringsudbygning bør være hård PVC, til slanger teflon af PTFE
typen og som prøvebeholder syrevaskede polypropylenflasker, dog til kviksølv
glasflasker. Det bør sikres, at eventuel bentonitforsegling ikke er i direkte
kontakt med filterintervallet, samt at der ikke spildes bentonit i gruskastningen.
Pumper bør være dykcentrifugalpumper, men under ingen omstændigheder
prøvehenter. Forpumpning bør være mikroforpumpning, så prøver med højt
indhold af partikler og kolloider ikke udtages.
Prøveglas fyldes altid helt fra bunden med en stille prøvestrøm, idet mindst 2
voluminer løber over inden selve prøvetagningen. Prøver syrekonserveres (for
kviksølv tilsættes også dichromat), men skal altid afleveres til laboratoriet ved
prøvetagningsdagens afslutning. For prøver med forventet lavt niveau, for
eksempel til grundvandsmoniteringsprogrammet, opbevares prøveflasker før
og efter fyldning i dobbelte plastposer med lukke.
7.7 Præcision af grundvandsprøvetagning
Grundvandsprøvetagning kan give varierende resultater på grund af upræcis
prøvetagningsstrategi eller –teknik, men er væsentlig årsag til variation kan
også være variation i selve grundvandskvaliteten.
Grundvandskvaliteten kan variere med dybden, årstid og med oppumpning fra
boringer i området. Der er ikke i danske love, vejledninger og bekendtgørelser
stillet særskilt krav om inddragelse af grundvandskvalitetens variabilitet ved
prøvetagning, ligesom dette ikke er beskrevet i standarder for prøvetagning
eller i de almindeligste håndbøger og anbefalingssamlinger.
126

7.7.1 Variation med inddraget del af magasin
Grundvandskvaliteten kan naturligt variere igennem et grundvandsmagasin, se
afsnit 4.3, hvilket kan give betydelige forskelle i koncentrationer af både
naturlige komponenter og af forureningsstoffer, se eksempel 7.2.
Eksempel 7.2 Variabilitet af grundvandets sammensætning i ét magasin.
På Tuse Næs i Nordvestsjælland indvindes drikkevand fra et magasin i 17 til 37 m under
terræn (m.u.t.), der er dækket af moræneler.
Grundvandets sammensætning varierer betydeligt fra toppen af magasinet til bunden med
hensyn til for eksempel pH, chlorid og ikke-flygtigt organisk kulstof (NVOC).
Blandet vand 25 m.u.t. 37 m.u.t.
pH 7,07 7,23 7,10
mg NH4 + /L 0,81 0,19 1,5
mg NVOC/L 26 7,8 28
mg Cl - /L 35 31 49
mg SO4 -- /L 114 77 124
mg Na + /L 30 22 42
mg Fe ++ /L 9,6 1,3 13
Hvis der i et magasin er en naturlig variation i grundvandets sammensætning, skal det sikres,
at prøverne er udtaget fra dele af magasinet, der er sammenlignelige med hensyn til naturlig
grundvandskvalitet, hvis resultater fra 2 boringer skal sammenlignes.
Eksempel 7.3 Ekstrem grundvandssammensætning, der kan fortolkes som
forurening.
På Skagen indvindes drikkevand fra et grundvandsmagasin i postglacialt marint sand. I de
dybere dele af dette magasin er grundvandskemien påvirket af både havvandsindtrængen og
de geokemiske processer i sedimentet.
127
Grundvand Skagen Perkolat 6 fra
losseplads, Grindsted
/126/
Krav til drikkevand
/12/
mg NVOC/L 8,7 19-227

Når forureningsgraden vurderes udfra én boring og grundvandskemiske
parametre, der naturligt kan variere betydeligt, skal baggrundsniveauet i det
aktuelle magasin inddrages i vurderingen, se eksempel 7.3. Hvis baggrundsniveauet
ikke kendes, skal det måles.
For undersøgelser af forurenede grunde, hvor der kun undersøges for organiske
forureninger uden naturlig forekomst, vil dette være uden betydning. For
undersøgelser omfattende metaller, kan vi med den nuværende viden ikke
afgøre, om naturlig variation af grundvandets sammensætning er af praktisk
betydning.
Man kan sige, at den naturlige men ekstreme sammensætning af grundvandet
ikke a priori giver anledning til variabilitet i grundvandsprøvetagning, men
giver variabilitet i tolkning af resultaterne.
Boks 7.14 Betydning af grundvandets forskellige sammensætning i dybden.
• Nødvendigt at inddrage variationen i grundvandets sammensætning:
○ Konstatering af forurening eller kortlægning af en forurenings
udbredelse i et grundvandsmagasin, hvis der benyttes indikatorparametre
for forurening, som også kan måles i uforurenet
grundvand.
• Ikke relevant at inddrage variationen i grundvandets sammensætning:
○ Grundvandsprøver, hvor der alene skal foretages en vurdering af, om
indhold af organiske forureninger overskrider grundvandskvalitetskriterier.
• Måske behov for inddragelse af variationen i grundvandets
sammensætning:
○ Grundvandsprøver, hvor forureninger med en naturlig forekomst skal
undersøges, som for eksempel tungmetaller og chloroform.
7.7.2 Variation med årstid
Grundvandets sammensætning kan variere med årstiden i eksempelvis terrænnære
grundvandsmagasiner uden dæklag af ler. Hurtig infiltration af nedbør i
forbindelse med kraftigt regnskyl kan betyde lavere koncentrationer af de
almindelige grundvandskomponenter i forhold til det grundvand, der er
infiltreret langsommere og eventuelt påvirket af en periodes opadgående
transport som følge af fordampning ved terræn. Tilsvarende kan ses pulser af
salt (Na + og Cl - ), men også af metaller som magnesium og aluminium i
grundvandet under for eksempel skovbryn, når tørdeposition fra sommeren
vaskes ned og infiltrerer grundvandet, se eksempel 7.4.
128

Variationer i grundvandets sammensætning med årstid skal inddrages i en
prøvetagningsstrategi på samme måde, som for variationer i sammensætning
med dybde, se boks 7.14. Sagt på en anden måde, så kan der fås stærkt varierende
resultater af en grundvandsprøvetagning, hvis den gennemføres på forskellig
årstid eller fra boringer placeret forskelligt i forhold til for eksempel et
skovbryn.
Eksempel 7.4 Variation af grundvandssammensætning med årstiden.
I grundvandet under et skovbryn er målt sammensætningen af grundvandet med stigende
dybde /127/. Figuren viser, hvordan grundvand med lavt indhold af chlorid (og i øvrigt af
natrium) fortrænges af infiltrerende nedbør, der har vasket tørdeponeret salt fra træerne. En
grundvandsprøve taget i den øverste del af magasinet vil altså i slutningen af sommeren have
en sammensætning svarende til den venstre del af figuren, men først på efteråret og lige efter
de første regn- og stormperioder en sammensætning svarende til den højre del. I magasinet
kunne også ses et tilsvarende billede for metaller som magnesium og aluminium, fordi
metallerne frigøres fra jordlagene på grund af infiltrationens høje saltindhold.
1,0
5,0
Dybde
m.u.t.
50 100
Chlorid
mg/L
Dybde
m.u.t.
Sen sommer Efterår
50 100
Chlorid
mg/L
Afhængig af årstiden ville en prøve udtaget fra toppen af dette grundvandsmagasin med
placering af boring i skovbrynet kunne have for eksempel chlorid indhold, der varierer faktor
2½ alene på grund af den naturlige årstidsvariation.
7.7.3 Variation induceret af indvinding og anden oppumpning
Når der pumpes grundvand fra en boring, kan sammensætningen af det oppumpede
vand ændres, men også oppumpning fra andre boringer i samme magasin
og endda fra nærtliggende boringer til andre magasiner med hydraulisk kontakt
(lækage) kan påvirke både grundvandsstand og strømningsbillede (oppumpningseffekt).
Hvis grundvandets sammensætning varierer i grundvandsmagasinet
på grund af naturlig lagdeling eller på grund af en forureningsfane, vil
grundvandets sammensætning dermed ændres. Effekten kan først og fremmest
være af betydning, når grundvandskvaliteten følges i forbindelse med længere
129
1,0
5,0

tids overvågning af udsivning fra en deponeringsplads eller af naturlig
nedbrydning på en forurenet grund.
Det skal dog bemærkes, at periodisk drift af større boringer på vandværker
(døgnrytme, weekendvariation) kan påvirke såvel grundvandsspejl som
grundvandskvalitet, hvis en prøvetagningskampagne strækker sig henover også
kortere perioder (døgn) med forskellig driftsmønster.
Eksempel 7.5 Variation af grundvandssammensætning med oppumpning i
nærliggende boring.
Kraftig pumpning på en markvandingsboring trækker nitratforurenet vand dybere ned i
magasinet, hvorefter grundvandsstrømmen flytter denne kegle af vand med højt nitratindhold
hen til en moniteringsboring, der er filtersat i den del af magasinet, der er nitratfri /128/.
Ændringer i nitratkoncentration fra mindre end 15 mg/L til mere end 60 mg/l er rapporteret.
130

I eksempel 7-5 bliver boringer i en nitratfri zone under en nitratforurenet zone
på grund af oppumpning i nærtliggende boringer forurenet af vand med nitrat.
Dermed opstår et helt forkert og meget varierende billede af forureningens
horisontale og vertikale udbredelse.
Boks 7.15 Betydning af pumpning fra andre boringer for prøvetagningen.
• Nødvendigt at inddrage oppumpningseffekt:
○ Hvis der pumpes med varierende driftsmønster (diskontinuert) fra den
boring, som prøvetages, skal der udføres en egentlig forpumpning
inden prøvetagning. Forpumpningen har til formål at sikre, at
eventuelle variationer i vandets sammensætning som følge af den
forudgående pumpehistorie elimineres.
• Ikke relevant at inddrage oppumpningseffekt:
○ Hvor der ikke ønskes en vurdering af den tidslige variation.
○ Prøvetagning, der ikke strækker sig over en periode med varierende
driftsmønster for boringer i området.
• Måske behov for at inddrage oppumpningseffekt:
○ Monitering af afværgepumpning og overvågning af deponeringsanlæg
og naturlig oprensning over tid, såfremt der i området findes
oppumpninger med varierende driftsmønster.
○ Alle prøvetagninger fra magasiner med frit vandspejl med forventet
lagdelt vandkvalitet og andre boringer i drift til magasinet, selvom der
kun tages prøve én gang.
131

132

8. Kvalitetssikring af prøvetagning
Kvalitetssikring af prøvetagning omfatter bredt forstået /4/:
• Planlægning af prøvetagning udfra formål.
• Dokumentation af prøvetagningens forløb.
• Vurdering af prøvetagningens kvalitet.
I kvalitetssikringen indgår egentlig kvalitetskontrol af prøvetagning som en del
af dokumentationen. Kvalitetskontrollen har 3 hovedformål /129/:
• Sikre imod forkerte resultater som følge af prøvetagning, -transport og
–opbevaring.
• Vise usikkerheden på prøvetagningen.
• Dokumentere kontrol med prøvetagningsfejl.
For undersøgelser på forurenede grunde stilles ikke generelt krav om kvalitetssikring
af prøvetagningen /17, 18/, mens der for kontrol af vandforsyningsanlæg
kræves akkrediteret prøvetagning /12/. For prøvetagning af jord
anføres, at selve prøvetagningen er en subjektiv aktivitet, som derfor ikke kan
udføres akkrediteret /16/. Det fremhæves dog, at prøvetagningen af jord skal
være gennemført i henhold til definerede kvalitetskrav, samt at der for en
prøvetagning skal udarbejdes en strategi med kvalitetskrav tilpasset formålet
og en redegørelse for valget af prøvetagningsmetode /16/.
Amterne stiller ikke generelle krav til kvalitetssikring af prøvetagning /3, 63/.
Behovet for kvalitetssikring af prøvetagning er snævert koblet til, om der er
opstillet målbare krav til prøvetagningskvaliteten, eller om prøvetagningskvaliteten
inddrages i beslutninger om overskridelser af kravværdier og
kvalitetskriterier.
I Danmark er usikkerheden på prøvetagning og analyse ikke direkte inddraget i
vurderingen af overskridelser af kravværdier for drikkevand /12/ og kvalitetskriterier
for grundvand /17/. Der er opstillet krav til højeste acceptable usikkerhed
på analyse for en række jord-, perkolat-, drikkevands- og grundvandsparametre
/6/.
For jord på forurenede grunde gælder /17/, at ”en lille men konsekvent overskridelse
af kvalitetskriterierne kræver afværgeforanstaltning”. Hvis der er tale
om diffus jordforurening med stoffer med kronisk effekt som baggrund for
kvalitetskriteriet, er gennemsnittet af alle prøver bestemmende for kravet om
afværge/restriktioner i arealanvendelse. For akut giftige stoffer må endvidere
højst 10 % af prøverne være over kvalitetskriteriet, og ingen prøver må være
mere end 50 % over kriteriet. Der er fastlagt et nødvendigt antal jordprøver til
133

lokalisering af en lokaliseret forurening (hotspot) med beregnet sikkerhed for
lokalisering til forskellige anvendelser (niveauer) /16/. I beregningen af prøveantal
og lokaliseringsusikkerhed indgår ikke muligheden for at inddrage en
faktisk eller forventet aktuel prøvetagnings- og analyseusikkerhed. Fremgangsmåden
beskrevet for prøvetagning og analyse af jord omfatter udarbejdelse af
en prøvetagningsstrategi og en fortolkning af resultater /16/, der omfatter dele
af den kvalitetssikringsprocedure, som foreskrives i USA /130/.
I USA stilles således strenge krav til kvalitetssikringen /55, 109, 131, 132/ af
prøvetagning med udarbejdelse af en egentlig kvalitetssikringsplan, hvor
hovedkomponenterne er:
• Etablering af kvalitetsmål.
• Planlægning af prøvetagning udfra kvalitetsmål og lokalitetsoplysninger.
• Kvalitetskontrol.
• Dokumentation af prøvehåndtering.
• Vurdering af dokumenteret prøvetagningskvalitet i forhold til kvalitetsmål.
Det overordnede formål med kvalitetsikringsplanen er sikring af, at disse
hovedkomponenter konkret udføres ved hver prøvetagning.
En standardiseret fremgangsmåde for udarbejdelse af kvalitetssikringsplanerne
foreligger /133/ fra den amerikanske miljøstyrelse, US EPA, og denne er tilpasset
undersøgelser på forurenede grunde /130/ med detaljeret gennemgang af
planlægningsprocessen, opstilling af målsætning, identifikation af acceptabel
fejl i beslutninger, oversættelse af mål til operationelle krav til kvalitet og
gennemførelse af prøvetagning. I eksempler er vist praktisk brug af
fremgangsmåden ned til beregning af det nødvendige antal af jordprøver med
en forudsat kombineret prøvetagnings- og analyseusikkerhed og en valgt
acceptabel risiko for at foretage fejlbeslutninger om forurenet/ikke-forurenet
jord.
Et centralt punkt i kvalitetsikringsplanen er, at inden prøvetagningen nedskrives
kravene til prøvetagningens kvalitet som kvalitetsmål eller data quality
objectives, DQO. Kravene stilles normalt til den totale usikkerhed på de
opnåede data for en jord eller grundvandsprøve. Den totale usikkerhed
indeholder ideelt set usikkerhed på alle elementer af en undersøgelse /134/:
• Design af prøvetagning, særligt om positioner for prøvetagning dækker
undersøgelsesområdet.
• Prøvetagning og –håndtering.
• Analyser.
Usikkerheden på design af jordprøvetagning er inddraget i de formulerede krav
til prøveantal /16/ ved prøvetagning af jord og kan udbygges ved geostatistiske
beregninger (se afsnit 6.1.1.3). Analyseusikkerheden kan vurderes udfra oplys-
134

ninger fra laboratoriernes interne og eksterne kvalitetskontrol, se for eksempel
hvordan i /135/.
Hvis oplysninger om usikkerheden på prøvetagning og –håndtering ønskes,
kræver det selvstændig etablering af kvalitetskontrol for denne del af
undersøgelsen. Formålet med kvalitetskontrol af prøvetagning og –håndtering
er alene at dokumentere kvaliteten af prøvetagningen (se ovenfor), men
opnåede oplysninger om usikkerhed kan i Danmark ikke benyttes i vurdering
af overskridelser af grænseværdier eller kvalitetskriterier.
I forbindelse med grundvandsovervågningen anbefales for prøvetagning til
pesticidanalyse brug af feltblindprøver, hvor rent vand udleveret af analyselaboratoriet
overhældes til prøveflasker og konserveres, transporteres, opbevares
og analyseres sammen med de udtagne grundvandsprøver /14/.
Brugen af feltkvalitetskontrol er udbygget i forbindelse med etablering af
varslingssystemet for pesticidudvaskning til grundvandet, hvor der analyseres
både feltblindprøver og feltkontrolprøver. Feltkontrolprøverne er grundvand
tilsat et koncentrat med indhold af de aktuelle pesticider. Et eksempel er vist i
Håndbog i analysekvalitet for laboratoriebrugere /135/, som beskriver
varslingssystemets kontrol for prøveforurening og tab af prøvers indhold af
pesticider under prøvehåndtering, opbevaring, transport og analyse.
For prøvetagning af jord angiver den internationale standard for design af
prøvetagningsprogrammer /52/, at egentlig kvalitetskontrol af jordprøvetagning
næppe kan gennemføres, men at kvalitetsstyring efter de internationale
standarder så vidt muligt bør implementeres. For grundvand og drikkevand
indeholder prøvetagningsstandarderne /97, 108/ relativt løse forslag, men
derudover en henvisning til den internationale standard for kvalitetssikring af
vandprøvetagning /129/. I den anvises 3 typer af kvalitetskontrol af prøvetagning
inklusive metoder til statistisk vurdering af resultaterne /129/:
• Feltdobbeltprøver (se afsnit 8.1).
• Feltblindprøver (se afsnit 8.2).
• Feltkontrolprøver (se afsnit 8.3).
Hver type af kvalitetskontrolprøver kan benyttes på forskellige niveauer, afhængig
af den del af prøvetagningsforløbet (transport, flasker/konservering,
udstyr), der ønskes kontrolleret.
En dansk håndbog i prøvetagning af grundvand /4/ foreslår brug af feltblindprøver
og feltkontrolprøver, mens den tilsvarende håndbog i prøvetagning af
jord ikke giver forslag til kvalitetskontrol /5/.
For undersøgelser og overvågning af depoter med farligt affald foreskriver US
EPA en række kvalitetskontrolprøver /131/:
135

• Feltdobbeltprøver (én per dag per matrice).
• Udstyrsblindprøve (én per dag per matrice).
• Transportblindprøve (én per dag, kun for flygtige stoffer).
Derudover kræves, at laboratoriet udfører dobbeltanalyse og analyse af spiket
prøve med specificerede intervaller. Ved udstyrsblindprøver forstås blindprøver,
der har været i kontakt med prøvetager, mens der ved transportblindprøver
forstås blindprøver, der har været transporteret sammen med de rigtige
prøver.
Regionalt i USA er ved grundvandsprøvetagning krævet /99, 109/ samme typer
kontrolprøver med større hyppighed (en feltdobbeltprøve og en udstyrsblindprøve
per 10 prøver, en transportblindprøve for hver køleboks eller anden
beholder).
Den amerikanske geologiske undersøgelse, USGS, benytter /55/ foruden de
nævnte kontrolprøver med flere muligheder for specielle kontrolformål også
referenceprøver (grundvand med kendt indhold af stoffer), feltkontrolprøver
(grundvand fra undersøgelsesboringen tilsat kendt mængde af stoffer),
parallelkontrolprøver (én prøve deles og sendes til 2 laboratorier til parallelanalyse)
og forskudte feltdobbeltprøver (to prøver udtages efter hinanden med
forskelligt udstyr).
Som reaktion på de meget omfattende krav om kvalitetskontrol af prøvetagning
er i USA foreslået, at der alene benyttes parallelkontrolprøver for hver 20.
prøver i en grundvandsundersøgelse, mens de øvrige kontrolprøver kun
benyttes, når der er mistanke om prøvetagningsfejl /136/. Det fremhæves
særligt, at der ikke er behov for feltkvalitetskontrol for simple vandanalyseparametre
som nitrat og natrium.
I prioriteringsundersøgelser af forurenet jord foreslår US EPA brug af feltdobbeltprøver
og parallelkontrolprøver, men kræver som minimum opstilling
af kvalitetssikringsplan, dokumentation for prøvehåndtering og brug af
feltdobbeltprøver /137/. Til brug i udarbejdelse af kvalitetskontrol og i
vurdering af usikkerhed på jordprøvetagning foreligger en håndbog /138/, hvor
yderligere oplysninger kan findes.
I tabel 8.1 er givet en sammenfatning af de oplysninger om prøvetagningskvaliteten,
som kan opnås med de typer af kvalitetskontrolprøver, som er
nærmere beskrevet i det følgende.
I boks 8.1 er givet anbefalinger for brug af feltkvalitetskontrolprøver, hvor
anbefalingerne er baseret på kravene i USA, forslag i internationale standarder
og hensyn til hensigtsmæssig dokumentation af prøvetagning, men justeret
udfra praktiske muligheder og de manglende specifikke krav til kvalitetskontrol
af prøvetagning i Danmark.
136

Kontrolprøvetype
137
Tilfældig fejl/
præcision under
prøvetagning, -
håndtering, -
transport, -
opbevaring og
analyse
Systematisk fejl/
nøjagtighed under
prøvetagning, -
håndtering, -
transport, -
opbevaring og
analyse
”Usikkerhed” ”Falsk negative”
eller for lave
resultater
Feltdobbeltprøve √
Feltblindprøve √
Feltkontrolprøve √
Prøveforurening
under prøvetagning,
-håndtering, -
transport, -opbevaring
og analyse
”Falsk positive” eller
for høje resultater
Tabel 8.1 Oplysninger om prøvetagningskvalitet ved hjælp af forskellige
typer af kontrolprøver, modificeret efter /135/.
Boks 8.1 Feltkvalitetskontrol af prøvetagning.
• Grundvandsprøvetagning, simple parametre, ingen kravværdier:
○ Der udføres ikke feltkvalitetskontrol.
• Grundvandsprøvetagning, miljøfremmede stoffer, tungmetaller og
sporelementer:
○ Der benyttes feltdobbeltprøve for hver 10. prøve eller mindst én
dobbeltprøve for hver undersøgelseslokalitet (grund).
○ Der benyttes feltblindprøve for hver prøvetagningsdag for flygtige
stoffer.
• Jordprøvetagning, simple parametre, ingen kravværdier:
○ Der udføres ikke feltkvalitetskontrol.
• Jordprøvetagning, miljøfremmede stoffer og tungmetaller:
○ Der benyttes feltdobbeltprøve for hver 10. prøve eller mindst én
dobbeltprøve for hver undersøgelseslokalitet.
• Grundvands- og jordprøvetagning, ny fremgangsmåde eller kritiske
parametre:
○ Første gang en fremgangsmåde tages i brug, kan udføres kontrol af
systematisk fejl (feltkontrolprøve) for hver 10. prøve.
○ Ved ny fremgangsmåde menes brug af ny filtreringsmetode, ny
flasketype, ny opbevaring, ny type af jord eller andre ændringer, der
indebærer risiko for, at prøvetagningskvaliteten er ændret.
○ Ved mistanke om, at en parameter påvirkes af prøvetagning, filtrering,
opbevaring eller lignende (kritiske parametre) udføres kontrol af
systematisk fejl (feltkontrolprøve) for hver 10. prøve.

Det skal bemærkes, at formålet med de anbefalede procedurer for feltkvalitetskontrol
er at vise, hvor godt en prøve af jord eller grundvand kan forventes at
repæsentere et jordlegeme eller en del af et grundvandsmagasin, samt hvor
reproducerbar en prøvetagning kan antages at være, se afsnit 2. Formålet med
feltkvalitetskontrol som beskrevet i denne håndbog er ikke en kontrol med
analyselaboratoriet. Kvalitetssikring og brugertilsyn med analyselaboratorier er
beskrevet i Håndbog i analysekvalitet for laboratoriebrugere /135/.
8.1 Feltdobbeltprøver
For grundvand udtages feltdobbeltprøver som 2 separate prøver lige efter hinanden,
i samme boring, samme dybde og med samme pumpe, når forpumpning
med videre i øvrigt er gennemført som beskrevet i afsnit 7. Hver dobbeltprøve
forbehandles (filtreres og konserveres), transporteres, analyseres og rapporteres
som en separat prøve.
For jord udtages feltdobbeltprøver som 2 separate prøver lige efter hinanden på
samme position (så tæt ved hinanden som muligt uden gensidig påvirkning), i
samme dybde og med samme prøvetager, som beskrevet i afsnit 6. Hver dobbeltprøve
forbehandles, emballeres, transporteres, analyseres og rapporteres
som en separat prøve.
Den total usikkerhed (præcision) på prøvetagningen og analysen udregnes som
den relative standardafvigelse som angivet i afsnit 8.4. Udregningen foretages
separat for hver undersøgt lokalitet, og kvalitetskontrolresultater opnået over en
periode kan beregnes sammen. Typisk vil der ofte opnås tilstrækkeligt mange
feltdobbeltprøver for jord til at foretage beregningen i forbindelse med selve
forureningsundersøgelsen, mens dette for grundvand først opnås i forbindelse
med monitering over en periode.
Hvis der er mindre end 3 dobbeltbestemmelser for en lokalitet, beregnes ikke
usikkerhed, men spredningen på dobbeltbestemmelserne vurderes kvalitativt,
se afsnit 8.4.
8.2 Feltblindprøver
For grundvand fremstilles feltblindprøver ved at medbringe rent vand fra analyselaboratoriet
og i felten underkaste vandet samme behandling som prøverne:
eventuel filtrering, overhældning til prøveflaske, konservering, opbevaring og
analyse som separat, anonym prøve. Ved rent vand forstås vand uden indhold
af de stoffer, som der skal analyseres for. Særligt skal der gøres opmærksom
på, at vand rent med hensyn til metaller ikke nødvendigvis er rent med hensyn
til organiske stoffer.
Resultatet af feltblindprøveanalyser viser, om der er risiko for fejlagtigt at finde
en forurening, der reelt ikke er tilstede (falsk positive svar), som følge af prø-
138

veforurening under håndtering, transport, opbevaring og analyse. Der foretages
normalt ikke udregninger baseret på feltblindprøveresultater. Hvis der i en
større undersøgelse viser sig en prøveforurening med et kritisk stof, kan der
udregnes en ”detektionsgrænse” som anvist i /135/ udfra feltblindprøveresultaterne.
Denne ”detektionsgrænse” kan benyttes til at vurdere, om et givet
resultat for en grundvandsprøve er en reel påvisning eller resultatet af prøveforurening.
Hvis der findes prøveforurening i generende grad, kan årsagen forfølges ved
brug af andre typer af blindprøver. Eksempler er transportblindprøve (en flaske
med rent vand medtages uden åbning under hele prøvetagningsforløb og transport,
hvorefter den analyseres som en prøve), filtreringsblind (rent vand filtreres
og håndteres som prøve), konserveringsblind (rent vand tilsættes konserveringsmiddel
og håndteres som prøve) og udstyrsblind (rent vand pumpes igennem
slanger og pumpe og håndteres som prøve). Derimod bør det ikke være
nødvendigt at benytte flaskeblind (rent vand hældt op i prøveflaske og håndteret
som prøve), idet laboratoriet i reglen leverer rene flasker og har ansvaret
for kontrol af flaskernes renhed ved flaskeblind.
For jordprøver benyttes feltblindprøver i reglen ikke. Én årsag er, at jordprøvers
forureningsniveau (typisk mg/kg) ofte er højere end grundvandsprøvers
(typisk µg/L) og derfor mindre følsomt for prøveforurening. Derudover er jordblindprøver
væsentligt vanskeligere at fremstille troværdigt.
Hvis der for jordprøver er mistanke om prøveforurening, for eksempel i forbindelse
med sigtning af jordprøver til analyse for tungmetaller eller i forbindelse
med transport af jordprøver til analyse for flygtige stoffer, kan en jordprøve
med kendt lavt indhold eller uden indhold af de pågældende stoffer benyttes
som feltblindprøve. Analyselaboratoriet vil i reglen kunne levere en sådan
jordprøve, der homogeniseret, og hvor indholdet kendes fra tidligere analyser.
En eller flere repræsentativt udtaget del(e) af jordprøven underkastes samme
behandling (f.eks. blanding, sigtning, homogenisering, knusning, transport) og
analyse som de ”rigtige” jordprøver. En eller flere anden (-re) repræsentativt
udtaget del(e) af jordprøven underkastes kun analyse, hvorefter resultaterne
sammenholdes. Hvis usikkerheden på delprøvetagning og analyse er kendt, kan
der foretages statistisk test for, om resultaterne med og uden prøvehåndtering
er forskellige, altså om der er tale om prøveforurening. Hvis ikke usikkerheden
er kendt, må forskellen vurderes kvalitativt.
8.3 Feltkontrolprøver
Feltkontrolprøver fremstilles ved tilsætning (spikning) af en kendt mængde af
det aktuelle stof til en kendt mængde af prøve. Derefter analyseres både den
spikede prøve og den uspikede prøve, og forskellen udregnes. Den fundne
forskel sammenlignes med den kendte, tilsatte mængde ved hjælp af en
statistisk test, se /135/.
139

Feltkontrolprøver kan fremstilles både for grundvand og jord, men det er afgørende
vigtigt, at der kan udtages to ”ens” delprøver, hvoraf den ene spikes og
analyseres, og den anden analyseres uspiket. Det er desuden afgørende for
anvendeligheden af feltkontrolprøver, at stofferne ikke forsvinder i forbindelse
med delprøvetagning eller spikning, for eksempel som følge af fordampning
eller udfældning. Det anbefales derfor, at feltkontrolprøver fremstilles i samarbejde
med analyselaboratoriet eller anden kvalificeret miljøkemisk rådgiver.
Der findes forslag til spikningsprocedurer for grundvandsprøver i for eksempel
/4, 32, 55/.
8.4 Statistisk behandling af kvalitetskontrolresultater
Den statistiske behandling af kvalitetskontrolresultater fra
laboratorieanalyser er udbygget således, at der kan opnås oplysninger om en
analysemetodes præcision, nøjagtighed og detektionsgrænse efter en fastlagt
fremgangsmåde /135, 139/. Oplysninger om præcision af prøvetagning og om
en ”grænse for sikker påvisning af et stof” kan opnås ved tilsvarende, men
forenklede statistiske beregninger.
Hvis der i forbindelse med en undersøgelse blev udtaget uendelig mange prøver,
ville resultaterne fordele sig omkring det ”sande” resultat, µ, og i reglen
forudsætter vi som en tilnærmelse en normalfordeling af undersøgelsesresultaterne,
figur 8.1. Bredden af fordelingen afhænger af spredningen, σ. I en rigtig
undersøgelse kender vi hverken den sande værdi eller spredningen, og vi
udtager ikke uendeligt mange prøver. Derimod kan vi, hvis vi udtager og
analyserer et antal feltdobbeltprøver beregne standardafvigelsen, s, som er en
tilnærmelse for spredningen. Vi kan altså beregne, hvor bred fordelingen i figur
8.1 er, og dermed også bredden af et interval, som må forventes at indeholde 95
% af alle resultater.
Beregningen af præcision udfra dobbeltanalyser er vist i boks 8.2. Beregningerne
er simple, kan udføres ved hjælp af lommeregner eller regneark og giver
de statistiske størrelser, som normalt benyttes i vurdering af analyseresultater,
se for eksempel /135/.
Hvis antallet af dobbeltbestemmelser er lille,

Tabel 8.2 kan bruges til at kontrollere, om en forskel på 2 resultater fra en feltdobbeltprøve
er så stor udfra undersøgelsens og lokalitetens karakter og formål,
at prøvetagningsmetoden er problematisk. Derimod kan det ikke konkluderes
udfra en lille forskel på de 2 resultater fra en feltdobbeltprøve, at prøvetagningsmetoden
er i orden.
141
µ-2σ
95,44%
µ µ+2σ µ+2σ
Området under kurven fra µ-2σ til µ+2σ viser området, hvor 95 % af alle resultater statistisk
forventes at falde, fra /135/.
Figur 8.1 Afbildning af en normalfordeling.
Samlet usikkerhed som relativ
spredning på prøvetagning,
håndtering og analyse
Højest sandsynlige forskel på 2 resultater i feltdobbeltprøve
for angivne koncentrationer
Koncentration Koncentration
1
10
10 % 0,14 1,4 14
50 % 0,71 7,1 71
200 % 2,4 24 240
Koncentration
100
Tabel 8.2 Højest sandsynlige (95 % konfidensniveau) forskel på de 2
resultater for feltdobbeltprøve på forskellige
koncentrationsniveauer, beregnet som beskrevet i /135/.
Udtagning af jordprøver fra effektivt homogeniseret jordbunke og analyse for
en simpel parameter som glødetab og en mere kompliceret parameter som den
organiske forurening LAS (lineære alkylbenzensulfonater, en type sulfosæbe)
viste samlet usikkerhed på henholdsvis 11 % og 15 % /140/.

Udtagning af jordprøver på 2 diffust forurenede arealer i København og
analyse for tungmetaller har vist en samlet usikkerhed på 10-30 % for de fleste
metaller, men 50-100 % for 2 metaller /141/.
Boks 8.2 Beregning af standardafvigelse fra feltdobbeltblindprøver.
Datagrundlaget:
Der er udtaget og analyseret n dobbeltprøver, hvor hvert sæt, i, af dobbeltprøver har givet resultaterne xi1
og xi2. Det antages, at resultaterne er normalfordelt.
Beregning af den gennemsnitlige, relative variationsbredde:
For hvert sæt af dobbeltprøver beregnes variationsbredden Ri som forskellen på de 2 resultater uden
fortegn:
Ri = ⏐xi1 – xi2⏐
Gennemsnittet,⎺xi, af de 2 resultater beregnes for hver dobbeltbestemmelse som:
⎺xi = (xi1 + xi2)/2
Den relative variationsbredde, ri, beregnes som forholdet imellem variationsbredden og gennemsnittet
for de 2 resultater fra hver dobbeltbestemmelse:
ri = Ri/⎺xi
Den gennemsnitlige, relative variationsbredde,⎺r, udregnes som gennemsnittet af de relative
variationsbredder for alle n dobbeltbestemmelser:
⎺r = Σ ri/n
Beregning af den relative standardafvigelse:
Den relative standardafvigelse eller variationskoefficient, CV, er defineret som forholdet imellem
standardafvigelsen, s, og gennemsnittet,⎺x, og angives som regel i %:
CV = s * 100/⎺x %
Variationskoefficienten kan udregnes udfra den gennemsnitlige, relative variationsbredde for n
dobbeltbestemmelser ved hjælp af en fast statistisk faktor på 1,128:
CV =⎺r * 100/1,128 %
Beregning af standardafvigelse og antal frihedsgrader:
Gennemsnittet af alle dobbeltbestemmelser,⎺X, kan udregnes som gennemsnittet af gennemsnittet på
hver af de n dobbeltbestemmelser:
⎺X = Σ⎺xi/n
Standardafvigelsen, s, kan beregnes udfra variationskoefficienten, CV, og gennemsnittet af alle
dobbeltbestemmelser, ⎺X:
s = CV * ⎺X/100
Antallet af frihedsgrader, df, for den beregnede standardafvigelse kan udregnes udfra antallet af
dobbeltbestemmelser, n, og en fast statistisk faktor, 0,88:
df = 0,88 * n
Udfra den samlede usikkerhed på prøvetagning og analyse for den organiske
forurening DEHP (di(2-ethyl)hexylphthalat, en plastblødgører) af jordprøver
fra en mark med tilført spildevandsslam kunne det beregnes, at en 95 % sikker-
142

hed for at ramme det rigtige gennemsnitlige resultat ville kræve udtagning af
455 prøver /202/.
Den samlede usikkerhed vil typisk være mindst ved en vel gennemført grundvandsprøvetagning
eller udtagning af jordprøver fra miler med meget vel
opblandet jord, større ved diffus jordforurening og høj ved jordprøvetagning på
en grund med fyld og spredt forurening fra punktkilder, figur 8.2.
Figur 8.2 Tendens for samlet usikkerhed ved prøvetagning og analyse.
I eksempel 8.1 er vist beregning af prøvetagningsusikkerhed ved jordprøvetagning
og i eksempel 8.2 for prøvetagning af grundvand. Ved prøvetagning
med mange feltdobbeltprøver kan beregningerne med fordel foretages ved
hjælp af et EDB program for kvalitetskontrol, som tillige kan optegne resultaterne
i form af kontrolkort. Kontrolkort giver et godt, løbende overblik over
prøvetagningskvaliteten, se /135/ for en nærmere beskrivelse.
143
Homogen
jordmile
Stigende samlet usikkerhed
Grundvand
Diffus jordforurening
Fyldplads

Eksempel 8.1 Udregning af prøvetagningsusikkerhed udfra resultaterne af
feltdobbeltprøver, jordprøver.
En grund i et gammelt industri- og boligkvarter har igennem 50 år frem til 1980 været
benyttet til galvaniseringsanstalt. Derefter er bygningerne brugt i 20 år til småindustri,
bilværksteder og anden blandet virksomhed. Betondæk, veje, kloakering og andre typer af
infrastruktur er forfaldet under disse sidste 20 år. Nu ønskes grunden bebygget med boliger
og børneinstitution, alle bygninger er revet ned, og beton, asfalt med videre er fjernet. Der er
ikke fundet tegn på nedgravede tanke på grunden. Der er taget en lang række jordprøver på
grunden med karteringsspyd i 5-15 cm’s dybde, og herunder er udtaget 10 feltdobbeltprøver
til analyse for total krom. Alle tal er i mg total Cr/kg TS, hvor andet ikke er anført.
xi1 xi2 Ri = ⏐xi1 – xi2⏐ ⎺xi = (xi1 + xi2)/2 ri = Ri/⎺xi
(ubenævnt)
20 2 18 11 1,64
223 157 66 190 0,35
312 150 162 231 0,70
816 432 384 624 0,62
55 125 70 90 0,78
54 224 170 139 1,22
442 325 117 384 0,31
765 755 10 760 0,01
32 516 484 274 1,77
650 15 635 333 1,91
⎺r = Σ ri/n = 0,93 (ubenævnt) CV =⎺r * 100/1,128 % = 82 % ⎺X = Σ⎺xi/n = 304
s = CV * ⎺X/100 = 250 df = 9 (ubenævnt)
For denne grund og den benyttede prøvetagningsmetode er den totale usikkerhed for målt
kromindhold altså cirka 80 % beregnet som relativ standardafvigelse. For en
forureningssituation som beskrevet her vil denne usikkerhed ikke blive vurderet som en
indikation af problematisk prøvetagningsteknik.
Usikkerheden bør sammenholdes med de forudsætninger om acceptabel usikkerhed, som er
opstillet i forbindelse med planlægning af undersøgelsen (kvalitetsmål eller data quality
objectives). Den udregnede standardafvigelse på 250 mg total Cr/kg TS med 9 frihedsgrader
kan eventuelt benyttes til at vurdere overskridelser af kravværdier eller til at sammenligne
målinger for forskellige delområder, se /135/.
Eksemplet fortsættes i eksempel 8.2.
144

Eksempel 8.2 Udregning af prøvetagningsusikkerhed udfra resultaterne af
feltdobbeltprøver, grundvandsprøver.
Under grunden beskrevet i eksempel 8.1 findes et sekundært grundvandsmagasin, hvor
indholdet af krom overvåges løbende. Det sekundære grundvandsmagasin er udstrakt og
omfanget af en eventuel hydraulisk forbindelse med det underliggende primære magasin i
kalk er ukendt. Der udtages hver måned grundvandsprøver fra 3 boringer med korte filtre
placeret i den øverste del af magasinet. Prøvetagningen udføres efter mikroforpumpning med
fast installeret dykpumpe. Der er udtaget 1 feltdobbeltprøve i forbindelse med hver
prøvetagning, men på skift fra de 3 boringer. Alle tal er i µg total Cr/L, hvor andet ikke er
anført.
xi1 xi2 Ri = ⏐xi1 – xi2⏐ ⎺xi = (xi1 + xi2)/2 ri = Ri/⎺xi
(ubenævnt)
25 22 3 23,5 0,13
11 9,1 1,9 10,1 0,19
1,8 1,5 0,3 1,65 0,18
18 15 3 16,5 0,18
12 11 1 11,5 0,087
0,52 0,64 0,12 0,58 0,21
32 28 4 30 0,13
8,1 7,5 0,6 7,8 0,077
0,53 0,49 0,04 0,51 0,078
22 22 0 22 0,00
⎺r = Σ ri/n = 0,13 (ubenævnt) CV =⎺r * 100/1,128 % = 11% ⎺X = Σ⎺xi/n = (12,4)
s = CV * ⎺X/100 = 1,4 df = 9 (ubenævnt)
For denne grund, de prøvetagne boringer og den benyttede prøvetagningsmetode er den
totale usikkerhed for målt kromindhold altså cirka 11 % beregnet som relativ
standardafvigelse. For en forureningssituation som beskrevet her vil denne usikkerhed ikke
blive vurderet som en indikation af problematisk prøvetagningsteknik.
Det er i udregningerne forudsat, at standardafvigelsen er ens for prøvetagning af de 3
boringer. Denne forudsætning vil tilnærmelsesvis holde, hvis koncentrationerne er inden for
samme område og ikke for tæt på analysedetektionsgrænsen. Hvis vi fortsat accepterer denne
forudsætning, kan den totale standardafvigelse på prøvetagning og analyse for total krom
anslås til 1,4 µg Cr/L, mens det samlede gennemsnit X alene er en regnestørrelse.
Usikkerheden bør sammenholdes med de forudsætninger om acceptabel usikkerhed, som er
opstillet i forbindelse med planlægning af undersøgelsen (kvalitetsmål eller data quality
objectives).
Fortsættes på næste side.
145

Eksempel 8.2 Udregning af prøvetagningsusikkerhed udfra resultaterne af
feltdobbeltprøver, grundvandsprøver.
Den udregnede standardafvigelse kan med 9 frihedsgrader eventuelt benyttes til at vurdere
overskridelser af kravværdier /135/. For eksempel vil det statistisk beregnede
konfidensinterval (95 % konfidens) for feltdobbeltprøverne med værdierne 28 og 32 µg/L
ligeledes være 28-32 µg/L, og vi vil derfor have tillid til, at der ved denne prøvetagning reelt
og også under inddragelse af den totale usikkerhed på prøvetagning og analyse var en
overskridelse af kvalitetskriteriet for grundvand på 25 µg total Cr/L.
Fremgangsmåden giver mulighed for at få et udtryk for den totale usikkerhed, selvom
feltdobbeltprøverne tages fra forskellige boringer, fordi udregningerne er baseret på den
relative variationsbredde og dermed tager højde for de forskellige koncentrationer i de 3
boringer.
146

9. Krav til dokumentation af prøvetagning
Formålet med dokumentation af prøvetagning er todelt:
• Forvaltningsmæssig og juridisk dokumentation af sammenhængen imellem
undersøgelsesområdet (jord, grundvand) og en målt egenskab (et
analyseresultat).
• Faglig dokumentation af fremgangsmåden som baggrund for vurdering og
for at muliggøre gentagelse.
Traditionelt lægges der i Danmark størst vægt på den faglige dokumentation,
mens der for eksempel i USA lægges stor vægt på den forvaltningsmæssige og
juridiske dokumentation. Den danske vejledning i undersøgelser på forurenede
grunde giver forslag til skemaer til udfyldelse under prøvetagning /17, 18/, og
eventuelle overskridelser af anbefalet levering af prøver til laboratoriet på
prøvetagningsdagen kræves noteret (på analyseblanketten).
For udtagning af jordprøver noteres /16/ kravet om føring af borejournal på
borestedet, ligesom indberetning til Danmarks og Grønlands Geologiske
Undersøgelse (GEUS) af oplysninger om en borings udførelse er krævet /60/ i
en række tilfælde, se kapitel 5. I /142/ er givet anvisninger for og eksempler på
prøvebeskrivelse og profiltegning, som dog bør suppleres med vurdering af
eventuel lugt og misfarvning /16/.
I forbindelse med boringskontrol på vandværker anbefales, at der for hver
boring udarbejdes et stamkort med oplysninger om prøvetagningens
gennemførelse og eventuel forbehandling af vandprøver /13/. I Grundvandsmoniteringsprogrammet
indgår enkelte oplysninger af relevans for prøvetagning,
for eksempel pumpetype, i den standardiserede dataindberetning /14/.
Amterne har forskellige krav til dokumentation af kortlægningsundersøgelser
/3/ spændende fra en egentlig prøvetagningsrapport over indlæg af standardprocedurer
i rapportbilag til, at ingen detaljeret beskrivelse er ønsket. I
forbindelse med grundvandsprøvetagning kræver Århus Amt rapportering
indeholdende (afhængig af situationen):
• Markjournal for boring.
• Borejournal (GEUS format) for boring.
• Lokaliseringsskema (GEUS format) for boring.
• Pejleskema.
• Pumpeskema med feltmålinger.
Den bedste dokumentation af en prøvetagning opnås ved at inddrage udarbejdelse
af dokumentation i prøvetagningsplanen, i feltarbejdet og i prøvehåndteringen.
Dokumentationen kan foreslås foretaget med en opdeling i:
147

• Prøvetagningsplanen:
○ Beskrivelse af den konkrete prøvetagning med angivelse af metoder.
○ Beskrivelse af generel fremgangsmåde for metoder i prøvetagningen.
• Feltarbejdet:
○ Afvigelser fra prøvetagningsplanen.
○ Data fra feltarbejde og –analyser.
• Prøvehåndteringen:
○ Mærkning.
○ Håndteringsrapport.
Princippet bag denne fremgangsmåde er, at oplysninger kun skal nedskrives én
gang, samt at den er baseret på skabeloner, der ”på kontoret” udfyldes med
flest muligt oplysninger. Rapporteringen af en prøvetagning indeholder dermed
en prøvetagningsplan med standardprocedurer og markjournal med afvigelser
noteret i felten, skemaer med data fra prøvetagningen noteret i felten, en
håndteringsrapport udfyldt under prøvetransport og en vurdering af
prøvetagningen i forhold til kvalitetsmål udfra dokumenteret forløb og
resultater af feltkvalitetskontrol.
Prøvetagningsplanens konkrete del indeholder:
• Formål og kvalitetsmål.
• Beskrivelse af lokaliteten med kortskitse.
• Boringers placering og DGU nummer.
• Placering af undersøgelsespunkter for boringer og gravninger.
• Valgte prøvetagningsmetoder.
• Valgte feltanalyser, metoder og stopkriterier for indikatorparametre.
• Sikkerhedsplan eller lignende, se afsnit 3.
• Analyseparametre og laboratorieoplysninger.
• Skemasamling med flest mulige konkrete oplysninger indført.
Den konkrete del af prøvetagningsplanen kan som nævnt med fordel
udarbejdes som en skabelon, der til hvert enkelt prøvetagning rettes og
udfyldes med de nødvendige oplysninger.
Prøvetagningsplanens generelle del indeholder de metoder, udstyrsmanualer og
procedurer, som anvendes til:
• Forpumpning.
• Feltmålinger.
• Prøvetagning.
• Prøvebeholdere, -opbevaring og –konservering.
Der kan med fordel benyttes nedskrivning af metoderne i detaljeret form
svarende til den, der anvendes som metodebeskrivelser for kemiske analyser i
148

laboratoriet. I prøvetagningssammenhæng kaldes disse ”metodeforskrifter” for
standardprocedurer eller på engelsk standard operating procedures (SOP)
for prøvetagningen. En SOP skal være udarbejdet så konkret, at to prøvetagere
uden yderligere instruktioner vil udføre prøvetagningen ens med adgang til de
supplerende oplysninger, som gives i prøvetagningsplanens konkrete del. I den
amerikanske geologiske undersøgelses håndbøger for prøvetagning og andet
undersøgelsesarbejde /55/ er eksempler på gode SOPs på tilstrækkeligt
detaljeringsniveau. Disse kan benyttes som forlæg til en de konkrete SOPs, når
en prøvetagende myndighed, institution eller virksomhed skal oprette en SOP
samling.
Feltarbejdets afvigelser fra prøvetagningsplanen noteres i feltjournal eller
markjournal, som vedlægges prøvetagningsrapporten som dokumentation.
Bemærk, at markjournalen skal skrives med vandfast (ikke spritpen), ikke
sletbar (ikke blyant), helst farvet (blå, grøn eller rød) pen på paginerede sider,
hvor såvel total antal sider som sidenummer fremgår. Mest hensigtsmæssigt
gøres dette i journalbog med sidenummerering, fast ryg og faste sider, hvor
relevante, fortløbende sider kopieres til prøvetagningsrapporten, således at der
ikke kan stilles spørgsmålstegn ved dokumentationens fuldstændighed.
Dokumentation af data opnået under prøvetagningen foretages lettest på
udleverede standardskemaer med forud indførte grundoplysninger (prøvetagningsplanens
konkrete del):
• Lokaliseringsskema (GEUS format).
• Forpumpning og prøvetagning med feltmålinger (bilag 16).
• Markjournal for jordprøvetagning fra boringer (bilag 16).
• Meddelelse om boring (GEUS format).
Forslag til standardskemaer er givet i bilag 16. Derudover henvises til standardskemaer
for lokalisering af boringer og for indberetning af boringer fra GEUS.
Prøvehåndteringen dokumenteres lettest ved udfyldelse af prøveskema over
sammenhæng imellem prøver, mærkning, flasker og forbehandling, dels ved en
håndteringsrapport, en såkaldt ”chain of custody report”:
• Prøveskema med mærkning, håndtering og forbehandling (bilag 16).
• Analyserekvisition (laboratoriernes format).
• Håndteringsrapport (bilag 16).
I bilag 16 er givet forslag til prøveskema og håndteringsrapporter.
Éntydig prøvemærkning (prøvenummer med reference til prøvetagningsskema
og eventuel ID for prøvetype/analyseparameter), der er bestandig
(vandfast), er den vigtigste del af prøvehåndteringen.
149

I håndteringsrapporten fastlægges, hvornår, hvordan og af hvem prøverne er
håndteret, opbevaret, transporteret og modtaget. I USA stilles krav om chain of
custody report suppleret med forsegling af prøver for alle sager, hvor resultaterne
risikerer at skulle bruges i retslig sammenhæng /131/. Under danske
forhold vil en forenklet håndteringsrapport primært have til formål, i tilfælde af
tvivl om resultaters gyldighed, at dokumentere, at prøver er opbevaret og
transporteret under korrekte betingelser og uden overskridelse af
opbevaringsfrister.
Såfremt der fra en boring eller en lokalitet skal udtages prøver løbende, er det
mest praktisk at samle dokumentationen for prøvetagningen i en borings- eller
lokalitetsjournal, der løbende ajourføres.
Boks 9.1 Dokumentation af prøvetagning.
• Prøvetagningsplan:
○ I forbindelse med udarbejdelse af prøvetagningsplanen gives konkrete
og generelle anvisninger, således at prøvetagningens forløb er
beskrevet i hovedtræk.
• Feltjournal:
○ Afvigelser fra prøvetagningsplanen noteres i markjournal, og målinger
under feltarbejdet samles i standardskemaer med forud indfyldte
grundoplysninger.
• Prøve- og håndteringsrapport:
○ Prøveidentitet, -beholdere og –konservering noteres i prøveskema, og
forhold under transport og opbevaring dokumenteres i
håndteringsrapport.
150

10. Akkrediteret prøvetagning
Ved en akkrediteret prøvetagning forstås, at prøvetagning udføres af et
laboratorium, en virksomhed eller en myndighed med et kvalitetsstyringssystem
opbygget efter kravene i den internationale standard ISO 17025 /7/. I
kvalitetsstyringssystemet skal være specificeret krav til udførelse og
kvalitetssikring af prøvetagningen, herunder til uddannelse af personale. Der
akkrediteres til prøvetagning efter en specificeret metode, for eksempel efter en
international standardmetode. Efterlevelse af kravene tilses af Dansk
Akkreditering, DANAK.
Hovedformålet med en akkrediteret prøvetagning er at sikre:
• Prøvetagning af kendt kvalitet, se kapitel 8.
• Prøvetagning efter beskreven metode, se kapitel 2 og 9.
• Kvalitetssikring af prøvetagning, se afsnit 8.
• Dokumenteret gennemførelse af prøvetagning, se afsnit 9.
Derudover fastlægger den internationale standard for akkreditering /7/ blandt
andet, at kunden skal have adgang til metoder, oplysninger om kvalitet og
dokumentation for gennemførelsen. Akkreditering er ikke i sig selv en garanti
for en god kvalitet af prøvetagning, idet der akkrediteres til en kvalitet, der
defineres af den akkrediterede.
Bekendtgørelse 637 om kvalitetskrav til miljømålinger /6/ fastslår, at
prøvetagning, hvor resultaterne skal anvendes forvaltningsmæssigt i medfør af
blandt andet lov om miljøbeskyttelse, lov om vandforsyning og lov om
affaldsdepoter 7 skal udføres akkrediteret. Bekendtgørelsen specificerer i bilag
de typer af prøvetagning, som er omfattet, herunder boringskontrol,
drikkevandskontrol og grundvand. Der er dog åbnet mulighed for, at
virksomheder selv kan udføre prøvetagning som led i egenkontrol, samt for at
prøvetagning til overvågningsprogrammer løbende overgår til akkrediteret
udførelse efter konkret beslutning. Kravet om akkrediteret prøvetagning er ikke
implementeret i praksis.
Ved akkrediteret prøvetagning skal fortrinsvis anvendes metoder, der er udgivet
i form af internationale, regionale eller nationale standarder /7/, altså f.eks.
som ISO, CEN eller DS standarder. Der kan dog benyttes ikke-standardiserede
metoder, såfremt disse er drøftet med rekvirenten, formålet er beskrevet og
metoden passende valideret. Der foreligger internationale standardmetoder for
prøvetagning af jord og grundvand, se kapitel 2, 6 og 7, der på de fleste områder
er meget brede. Der vil derfor i forbindelse med en akkreditering være brug
for en tydeliggørelse af standardernes anvendelse, for eksempel i form af
7 Erstattet per 1. januar 2000 af Lov om forurenet jord /201/
151

udarbejdede SOPs, se kapitel 9, svarende til de metodeforskrifter, som det
enkelte laboratorium udarbejder for kemiske analyser udført efter
standardmetoder.
Man kan sige, at brug af akkrediteret prøvetagning sikrer, at prøvetagningen
foregår efter et fast sæt spilleregler (kvalitetshåndbogen med beskrivelse af
metoder og kvalitetskontrol), som lejlighedsvis kontrolleres af en ekstern
myndighed (DANAK). Brugen af akkrediteret prøvetagning friholder hverken
rekvirenten af prøvetagning for deltagelse i planlægning rettet imod det konkrete
formål, eller for at føre tilsyn med overholdelse af den aftalte kvalitet.
Hvis der er tvivl om en prøvetagnings kvalitet, bør rekvirenten af prøvetagning
kræve adgang til dokumentation for den gennemførte prøvetagning og dens
kvalitet. Dette vil være et godt supplement til den periodiske (typisk med
mindst 1 års mellemrum) stikprøvekontrol af den akkrediterede prøvetagers
prøvetagning, som udføres af DANAK.
Boks 10.1 Akkreditering af prøvetagning.
• Akkrediteret prøvetagning:
○ Der bør så vidt muligt benyttes akkrediteret prøvetagning.
○ Fastlæggelse af målsætning (data quality objectives) og tilsyn med
faktisk prøvetagningskvalitet er under alle omstændigheder en opgave
for rekvirenten af prøvetagning.
• Ikke-akkrediteret prøvetagning:
○ Ikke-akkrediteret prøvetagning kan benyttes, såfremt der stilles
tilsvarende krav til prøvetagningens gennemførelse:
− Prøvetagningskvaliteten skal forud aftales efter formålet.
− Prøvetagningen skal foregå efter en beskreven metode, en SOP.
− Prøvetagningskvaliteten skal kontrolleres.
− Prøvetagningens forløb og kvalitet skal dokumenteres, og
afvigelser fra aftalt kvalitet og fremgangsmåde skal fremgå.
I denne forbindelse skal nævnes, at den Nordiske samarbejdsorganisation
Nordtest i skrivende stund (maj 2003) undersøger mulighederne for at
etablering en ordning til personcertificering af prøvetagere på Nordisk plan.
I en personcertificering stilles krav til prøvetagerens uddannelse, kunnen,
erfaring og til metoder, udstyr og kvalitetssikring, men de formelle og
administrative krav er mindre end for akkreditering. Personcertificering foregår
efter den internationale standard herfor /143/.
152

11. Beslutningsmodel
I hvert håndbogskapitel er givet anvisningsbokse med principperne for de enkelte
trin i prøvetagning af jord og grundvand, ligesom der i kapitlernes tekst er
givet mere detaljerede beskrivelser af fremgangsmåden. Nedenfor er overordnet
beskrevet, hvordan en prøvetagning planlægges, gennemføres og vurderes.
Problembeskrivelse Gennemførelse Dokumentation og aftaler
Definer formål med
undersøgelsen
↓
Beskriv lokaliteten
↓
Beskriv forventet forureningssituation
(historik)
↓
Opstil krav til art og kvalitet
af resultater
↓
Opstil overordnet strategi
for:
• Analyser
• Prøvetagning
• Databehandling
(hypoteser, statistisk
behandling mv.)
• Kvalitetskontrol
153
→
→
For jordforurening, vælg:
• Analyseparametre
• Antal af prøver
• Dybde for prøvetagning
• Placering af prøvetagningspunkter
• Tæthed for prøvetagning (afstand mellem punkter)
• Kvalitetskontrolprøver
• Bore- og prøvetagningsteknik
For grundvandsforurening, vælg:
• Analyseparametre
• Antal boringer
• Boredybde
• Boreteknik (teknik, dimension)
• Udbygning (filterlængde, materialer)
• Kvalitetskontrolprøver
• Forpumpningsteknik
• Prøvetagningsteknik
↓
Aftal:
• Borearbejde (teknik, kvaliteten og udførelse, pris,
indberetning og tilladelse)
• Analyseydelse (parametre, metode evt. forbehandling,
detektionsgrænser, analysetid, rapportering, pris)
• Indhentning af prøveemballage og evt.
kvalitetskontrolprøver
• Udveksling af prøver til laboratoriet
• Bemanding for feltarbejde
• Fordeling af ansvarsområder, herunder for sikkerhed
↓
Indsaml og udarbejd:
• Kortmateriale med undersøgelsespunkter
• Krav til feltarbejde (rengøring, feltanalyser,
prøveforbehandling, prøvebeskrivelse og –håndtering)
• Prøvetagningsskemaer (for anvendt udstyr, boreprofiler,
jordprøvebeskrivelser, feltmålinger, indmåling og koordinater,
skitse til placering af prøvetagningspunkter
• Prøveskema med mærkningsanvisning, etiketter og
analyse rekvisitioner
• Plan for sikkerhed og sundhed med nødvendige
forskrifter, brugsanvisninger og udstyr
↓
Foretag:
• Databehandling og vurdering af:
− Prøvetagningsrapport
− Analyseresultater
− Kvalitetskontroldata
• Vurdering af opnået datakvalitet i forhold til mål,
vurdering af fejl og uregelmæssigheder
• Vurdering af opnåede resultater i forhold til indledende
hypoteser om forureningens kilder og spredning
• Risikovurdering
• Vurdere behov for supplerende dataindsamling
→
→
→
→
→
Prøvetagningsplan med:
• Formål
• Konceptuel model for lokalitet og
forurening
• Prøvetagningsstrategi og -teknik
• Analysestrategi
• Kvalitetsikringsplan
• Beskrivelse af databehandling
Aftaler:
• Skriftlige kontrakt og godkendt oplæg
med bygherre
• Skriftlige aftale om borearbejde
• Skriftlig aftale om analyseydelser
• Evt. tilladelser eller indberetning for
boringer
• Evt. indberetning til arbejdstilsynet
Rapport om udførelsen:
• Prøvetagningsplan med tilføjelser
• Feltjournal med:
− Lokaliseringskort
− Prøvebeskrivelser
− Feltmålinger
• Prøve- og håndteringsrapport med:
− Udfyldte prøveskemaer
− Håndteringsrapport
Slutrapport

154

12. Benyttede forkortelser
AOX Adsorberbart Organisk halogen (X)
BTEX Samlet betegnelse for Benzen, Toluen, Ethylbenzen og
Xylener
BTEXN Samlet betegnelse for Benzen, Toluen, Ethylbenzen,
Xylener og Naphthalen
CEN Comité Européen de Normalisation, European
Standardization Committee
DANAK DANsk AKkreditering
DEHP Di-(2- EthylHexyl)Phthalat
DNAPL Dense Non Aqueous Phase Liquid (organisk vædske, der
ikke er vandblandbar, men er tungere end vand)
DQO Data Qality Objectives
DS Dansk Standard, som kan dække en konkret dansk
standardmetode eller institutionen Dansk Standard
DSF Dansk Standard Forslag
EDXRF Energi Dispersiv (Xray) Røntgen Fluorescens:
analysemetode for metaller
GC-MS GasChromatografi med Masse Spektrometrisk detektor
GEUS Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelser
HDPE High Density PolyEthylene –PEHD (stift plastmateriale)
HDPP High Density PolyPropylene –PPHD (stift plastmateriale)
ID Indre Diameter
ILO International Labour Organization
ISO International Standardization Organization
ISO/DIS ISO Draft International Standard, som kan findes på
forskellige stadier af færdiggørelse
155

LNAPL Light Non Aqueous Phase Liquid (organisk væske, der
ikke er vandblandbar, men er lettere end vand)
m.u.t. m under terræn
MTBE Methyl tert-Butyl Ether, et tilsætningsstof til benzin
NAPL Non Aqueous Phase Liquid (uorganisk vaske, der ikke er
vandbaseret)
NVOC Non Volatile Organic Carbon, ikke flygtigt organisk
kulstof, er TOC uden flygtige stoffer som f.eks. methan
OM Oliebranchens Miljøpulje
PAH Polycycliske Aromatiske Hydrocarboner (kulbrinter):
findes i tjære og olieprodukter
Pb Bly
PCB PolyChloreredeBiphenyler
PDB Permeable Diffusion Bags (passive prøvetagere til
grundvand)
PE PolyEthylene (plastmateriale)
PEHD PolyEthylene High Density (hårdt plastmateriale)
PP PolyPropylene (plastmateriale)
PPHD PolyPropylene High Density (hårdt plastmateriale)
PID Photo Ionisations Detektor
PP PolyPropylene (plastmateriale)
PTFE PolyTetraFluoroEthylene – ”teflon”
PVC PolyVinylChloride (plastmateriale) stift (rigid) eller blødt
(flexible)
PVC-U Unplasticised PVC (uden blødgørere)
SOP Standard Operating Procedure
SPMD Semi Permeable Membrane Devices (passive prøvetagere
normalt benyttet til overfladevand)
156

US EPA United States Environmental Protection Agency
USGS United States Geological Survey
VOC Volatile Organic Compounds (flygtige organiske stoffer)
VOX Volatile Organic Halogens (X) (flygtige organiske stoffer
med halogen)
YD Ydre Diameter
157

158

13. Stikordsregister
A-boringer, 29
adsorberbare stoffer, 124
afledningstilladelse, 78
afpropning, 41
afværgeboringer, 29
afværgeforanstaltning, 78
akkrediteret prøvetagning, 151
akkrediteret prøvetagning, 133
arbejdsgiveren, 11
arbejdsmiljøloven, 11
B-boringer, 29
bentonit, 41
blandingsprøver, 70
borejournal, 147
, 31
borerør, 35
boreteknik, 30
boretilladelse, 29
boringer med lange filtre, 98
, 42
boringskontrol på vandværker, 78
boringsvolumen, 86
brøndborerbekendtgørelsen, 29
bygherreansvar, 11, 13
bygherrekrav til prøvetagning, 6
chain of custody report, 149
DANAK, 152
data quality objectives, 134
data quality objectives, 46
deponeringsanlæg, 78
dokumentation af prøvetagning,
147
dybdespecifikke prøver, 80
emballage, 66
engangsslanger, 85
enkeltvandforsyninger, 101
fast antal boringsvoluminer, 87
feltblindprøver, 138
feltdobbeltprøver, 138
159
feltjournal, 149
feltkontrolprøver, 139
feltkvalitetskontrol, 135
feltmålinger, 109, 113
filterantal, 36
filterboringer, 30
filterdiameter, 37
filtrering, 114
flygtige stoffer, 67, 124
flygtige stoffer, 66
forbehandling, 66
fore- og filterør, 35
forkerte resultater som følge af
prøvetagning, -transport og –
opbevaring, 133
forpumpning, 86
frasortering, 74
fri fase, 39
fyldjord, 58
gennemstrømningsbeholder, 110
geologi, 19
geologisk model, 21
geologisk profil, 19
geostatistisk baseret prøvetagning,
56
grundvandskemi, 19
grundvandskemisk model, 24
grundvandsmonitering, 78
hul snegl, 31
hydrogeologisk ”model”, 19
hydrogeologisk model, 22
håndboring, 31
håndbøger, 9
håndtering af forurenet jord, 45
håndteringsrapport, 148, 149
ikke-flygtige, adsorberbare
organiske stoffer, 69
indberetning, 29
indledende undersøgelser, 50

JAGG, 53
jordbund, 19
jordbundsmodel, 21
jordbundsprofil, 19
kildesortering, 45
knusning, 74
konceptuel model for
jordforurening, 47
konservering, 116
kontrol med prøvetagningsfejl, 133
kontrolprøver, 137
krydskontaminering af jordprøver,
65
kulturlag, 58
kvalitetsmål, 134
kvalitetssikring, 133
kvalitetssikringsplan, 134
liniemoniterende, 80
lokaliseringsboringer, 30
markjournal, 149
markvandingsboringer, 101
materialevalg, 84
metaller, 70, 126
mikroforpumpning, 89
Miljøstyrelsens vejledninger, 6
miljøtekniske boringer, 29
mobil fri organisk fase, 27
moniteringsboringer, 29
myndighedskrav, 6
målinger direkte i boring, 112
nedbrydelige stoffer, 125
nedbrydelige/omdannelige stoffer,
68
nedbrydning, 67
niveauspecifikke prøver, 98
oliebranchens miljøpulje, 78
on-line filtrering, 116
on-site filtrering, 116
opbevaring, 66, 116
oppumpet vand, 80
oppumpning af prøve, 91
personcertificering af prøvetagere,
152
160
pid, 59
plan for sikkerhed og sundhed, 11
projekterendes/rådgivers ansvar, 13
præcision, 140
præcisionen af prøvetagning, 75
prøvebeholdere, 116
prøveforurening, 84
prøvehentere, 81
prøvemærkning, 149
prøvetagning inden opgravning, 56
prøvetagning under borearbejde,
106
prøvetagningsplan, 147
prøvetagningsstrategi, 47
prøvetagningsstrategien, 46
prøvetagningsteknik, 46, 47
prøvetagningsudstyr, 62
prøvetagningsusikkerhed, 143
pumper, 81
pumpesætning, 87
punktmoniterende, 80
rabatjord, 57
rammeboringer, 32
renpumpning, 86
rensning af
jordprøvetagningsudstyr, 65
rensning af pumpe, 85
rotationsboringer, 31
rotationsskylleboringer, 31
sandspand, 31
separat forureningsfase, 104
sigtning, 74
skylleboring, 31
slangemateriale, 84
sløjfning, 29
sløjfning af boringer, 43
, 31
snegl, 31
stabile indikatorparametre, 87
standard operating procedures, 9,
149
standarder, 8, 151
statistiske behandling af

kvalitetskontrolresultater, 140
stikprøver, 71
stoftab, 84
stopkriterier, 87
styrede underboringer, 32
supplerende undersøgelse, 45, 52
tekniske undersøgelser, 45
terrænnært grundvand, 79
tilsyn med afværgeboringer, 78
transportbetingelser, 116
tømning, 89
tørboring, 31
tørring, 74
udbygning af boringer, 34
161
undersøgelse på en forurenet grund,
77
undersøgelsesboringer, 30
usikkerheden på prøvetagning, 135
usikkerheden på prøvetagningen,
133
vandforsyningsboringer, 101
variabilitet i
grundvandsprøvetagning, 128
videnskabelig litteratur, 10
volumenforpumpning, 89
volumenmoniterende, 80
værnemidler, 15

162

14. Liste over tabeller
Tabel 2.1 Krav til prøvetagning i bekendtgørelser og vejledninger............7
Tabel 3.1 Opsummering af reglerne for fordeling af ansvar for
arbejdsmiljø. ...........................................................................12
Tabel 5.1 Oversigt over egenskaber ved hyppigt anvendte boreteknikker.
...............................................................................................33
Tabel 5.2 Borings-, forerørs- og filterdiametre samt tilknyttede
voluminer................................................................................38
Tabel 5.3 Valg af materialer til fore- og filterrør......................................43
Tabel 6.1 Anvendelse af prøvetagningsudstyr. ........................................63
Tabel 6.2 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,
-mængder, -konservering og opbevaring for flygtige stoffer.....67
Tabel 6.3 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,
-mængder, -konservering og opbevaring for
nedbrydelige/omdannelige stoffer. ..........................................68
Tabel 6.4 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,
-mængder, -konservering og opbevaring for ikke-flygtige,
adsorberbare organiske stoffer.................................................69
Tabel 6.5 Opsummering af prøvetagningsudstyr, prøvebeholdere,
-mængder, -konservering og opbevaring for metaller og
lignende. .................................................................................70
Tabel 7.1 Anvendelighed af vigtigste pumpetyper til grupper af
forureninger. ...........................................................................82
Tabel 7.2 Karakteristika for vigtigste pumpetyper...................................83
Tabel 7.3 Kriterier for stabil vandkvalitet for almindeligt benyttede
indikatorparametre..................................................................88
Tabel 7.4 Pumpesætning og stopkriterier ved forpumpning.....................90
Tabel 7.5 Prøvetagning af den øverste del af magasin umiddelbart
nedstrøms hotspot til fastlæggelse af kildestyrke,
prøvetagningssituation 1. ........................................................94
Tabel 7.6 Prøvetagning af den øverste del af magasin umiddelbart
nedstrøms hotspot til overvågning af grundvandsforurening,
prøvetagningssituation 2. ........................................................95
Tabel 7.7 Niveaudelt prøvetagning af magasin nedstrøms forurenet grund
uden hotspot til overvågning af grundvandsforurening,
prøvetagningssituation 3. ........................................................97
Tabel 7.8 Volumenmoniterende prøvetagning af boring med langt filter,
der skal benyttes til afværgepumpning for forurening med lette
benzinkomponenter, prøvetagningssituation 4.......................100
Tabel 7.9 Volumenmoniterende prøvetagning af markvandingsboring for
kontrol af eventuel forurening med
pesticidnedbrydningsprodukt, prøvetagningssituation 5. .......103
Tabel 7.10 Principper og egenskaber for 3 kommercielt tilgængelig udstyr
til grundvandsprøvetagning med nedramning. .......................108
163

Tabel 7.11 Parametre, der på grund af brug som indikatorparametre eller
på grund af ustabilitet måles i felten. .....................................109
Tabel 7.12 Principper for anvendelse af indikatorparametre målbare med
automatisk udstyr..................................................................111
Tabel 7.13 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for grundvandets hovedbestanddele. ...................119
Tabel 7.14 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for fysisk-kemiske parametre..............................119
Tabel 7.15 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for opløste gasser................................................120
Tabel 7.16 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for næringssalte. .................................................120
Tabel 7.17 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for spormetaller og andre sporelementer. ............121
Tabel 7.18 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for organiske samleparametre. ............................121
Tabel 7.19 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for miljøfremmede stoffer, pesticider. .................122
Tabel 7.20 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for miljøfremmede stoffer, flygtige stoffer. .........122
Tabel 7.21 Opsummering af prøvebeholdere,-mængder, -konservering og
opbevaring for miljøfremmede stoffer, olie. ..........................123
Tabel 8.1 Oplysninger om prøvetagningskvalitet ved hjælp af forskellige
typer af kontrolprøver. ..........................................................137
Tabel 8.2 .......Højest sandsynlige (95 % konfidensniveau) forskel på de 2
resultater for feltdobbeltprøve på forskellige koncentrationsniveauer.
...............................................................................141
164

15. Liste over eksempler
Eksempel 2.1 Prioritet af krav til prøvetagning................................................8
Eksempel 2.2 Eksempel på standardmetoders anvendelighed. .........................8
Eksempel 2.3 Eksempler på supplerende litteratur, håndbøger og
vejledninger. ...........................................................................10
Eksempel 2.4 Eksempler på information om prøvetagning på internettet.......10
Eksempel 3.1 Fordeling af sikkerhedsansvar og -opgaver ved jord- og
grundvandsarbejde efter danske vejledninger for jord- og
grundvandsområdet. ...............................................................13
Eksempel 3.2 Standarders forslag til sikring af arbejdsmiljø ved jord- og
grundvandsarbejde..................................................................16
Eksempel 3.3 Eksempel på sikring af arbejdsmiljøet ved en prøvetagning.....17
Eksempel 5.1 Boreteknik i danske vejledninger og
myndighedskrav. .....................................................................30
Eksempel 6.1 Er beslutningsgrundlaget sikkert?............................................51
Eksempel 6.2 JAGG-beregning af sandsynlighed for at finde en hotspot ved
prøvetagning i gitter................................................................54
Eksempel 6.3 Undersøgelse med henblik på risikovurdering af diffust
forurenet jord i forhold til følsom arealanvendelse. .................55
Eksempel 6.4 Beregning af delområdestørrelser svarende til jordpartier med
krav om prøve og analyse, afrømning af rabatjord...................57
Eksempel 6.5 Sandsynlighed for at finde et meget forurenet delparti i en
jordmile. .................................................................................60
Eksempel 6.6 Udvælgelse af prøver til analyse..............................................62
Eksempel 6.7 Effekt af frasortering af sten inden analyse af jordprøver.........73
Eksempel 6.8 Prøvetagningsvariabilitet af PAH ved diffus forurening...........75
Eksempel 6.9 Delprøvevariabilitet af tungmetaller ved diffus forurening.......76
Eksempel 7.1 Eksempel på prøvetagning under boring med hul snegl. ........107
Eksempel 7.2 Variabilitet af grundvandets sammensætning i ét magasin. ....127
Eksempel 7.3 Ekstrem grundvandssammensætning, der kan fortolkes som
forurening.............................................................................127
Eksempel 7.4 Variation af grundvandssammensætning med årstiden. ..........129
Eksempel 7.5 Variation af grundvandssammensætning med oppumpning i
nærliggende boring. ..............................................................130
Eksempel 8.1 Udregning af prøvetagningsusikkerhed udfra resultaterne af
feltdobbeltprøver, jordprøver.................................................144
Eksempel 8.2 Udregning af prøvetagningsusikkerhed udfra resultaterne af
feltdobbeltprøver, grundvandsprøver.....................................145
165

166

16. Liste over figurer
Figur 4.1 Podsolprofil til cirka 2,5 m.u.t. fra Klosterhede,
Nordvestjylland. .....................................................................20
Figur 4.2 Brunjordsprofil til cirka 2 m.u.t. fra Vemmedrup, Østsjælland.21
Figur 4.3 Geologisk profil af sandmagasin med frit vandspejl. ...............22
Figur 4.4 Geologisk profil af primært magasin i smeltevandssand med
morænelersdække og et sekundært magasin i morænegrus......23
Figur 4.5 Geologisk profil af kalkmagasin med morænlersdække...........24
Figur 4.6 Grundvandskemisk profil i magasin med frit vandspejl og
forbrug af ilt og nitrat ved infiltrerende vands passage igennem
pyritlag. ..................................................................................25
Figur 4.7 Grundvandskemisk profil i magasin med saltvandsindtrængen.
...............................................................................................25
Figur 4.8 Grundvandskemisk profil i magasin med lossepladsfane.........26
Figur 4.9 Jordprofil med tjæreholdigt slaggelag. ....................................28
Figur 5.1 Boringens konstruktionselementer...........................................34
Figur 5.2 Eksempler på boringsudbygning med flere filtre i samme
borehul. ..................................................................................36
Figur 5.3 Eksempler på afpropning af boringer.......................................42
Figur 7.1 Principskitse for et grundvandsovervågningsområde...............79
Figur 7.2 Prøvetagningssituation 1, kildestyrkebestemmelse. .................93
Figur 7.3 Prøvetagningssituation 2, kontrol af forureningens
udvikling. ...............................................................................95
Figur 7.4 Prøvetagningssituation 3, kontrol af forureningens
udbredelse. .............................................................................96
Figur 7.5 Fordeling af kobber på opløst, komplexbundet, kolloidbundet
og partikelbundet form i en vandprøve, ikke målfast,
størrelsesangivelser er eksempler. .........................................114
Figur 8.1 Afbildning af en normalfordeling..........................................141
Figur 8.2 Tendens for samlet usikkerhed ved prøvetagning og analyse. 143
167

168

17. Referencer
Nummer Reference
/ 1 / Amternes Videncenter for Jordforurening. Håndbog for
poreluftundersøgelser. Teknik & Administration, rapport nr. 7.
1998.
/ 2 / Miljøstyrelsen. Prøvetagning af porevand i umættet zone.
Miljøprojekt nr. 540. 2000.
/ 3 / Amternes Videncenter for jordforurening. Kortlægning og
registrering. En samling paradigmer, krav og standarder.
Teknik og Administration, rapport nr. 5. 1999 .
/ 4 / Miljøstyrelsen. Lossepladsprojektet. Grundvandsprøvetagning
og feltmåling. Udredningsraport U3. April 1989.
/ 5 / Miljøstyrelsen. Lossepladsprojektet. Jordprøvetagning på
forurenede grunde – Strategier, metoder og håndtering.
Udredningsrapport U8, april 1991.
/ 6 / Miljø- og Energiministeriet. BEK nr. 637 af 30. juni 1997.
Bekendtgørelse om kvalitetskrav til miljømålinger udført af
akkrediterede laboratorier, certificerede personer m.v.
/ 7 / DS/EN ISO/IEC 17025. Generelle krav til prøvnings- og
kalibreringslaboratoriers kompetence. 1. udg. 2002.
/ 8 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 7. Rådgivning af beboere i
lettere forurenede områder. 2002.
/ 9 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 8. Kortlægning af forurenede
arealer. 2002.
/ 10 / Vejdirektoratet. Vejledning i håndtering af jord i og fra
offentlige vejarealer. Vejregelforberedende rapport nr. 1. 2001.
/ 11 / Oliebranchens Miljøpulje. Kvalitetsmanual for oprensning af
grunde under OM-ordningen. Januar 2002.
/ 12 / Miljøstyrelsen. BEK nr. 877 af 21. september 2001. Bekendtgørelse
om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg.
/ 13 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 2. Boringskontrol på
vandværker. 1997.
/ 14 / GEUS. Teknisk anvisning for grundvandsovervågning.
Version 2,5. Oktober 1999.
/ 15 / Miljøstyrelsen. BEK nr. 655 af 27. juni 2002. Bekendtgørelse
om genanvendelse af restprodukter og jord til bygge- og
anlægsarbejder.
/ 16 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 13. Prøvetagning og analyse af
jord. 1998.
/ 17 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 6. Oprydning på forurenede
lokaliteter – Hovedbind. 1998.
/ 18 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 7. Oprydning på forurenede
lokaliteter – Appendikser. 1998.
169

Nummer Reference
/ 19 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 8. Branchevejledning for
forurenede træimprægneringsgrunde. 1998.
/ 20 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 9. Branchevejledning for
forurenede garverigrunde. 1998.
/ 21 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 10. Branchevejledning for
forurenede tjære/asfaltgrunde. 1998.
/ 22 / Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 11. Branchevejledning for
benzin- og olieforurenede grunde. 1998.
/ 23 / Miljøkontrollen, Københavns Kommune, Arbejder du med
jord i Københavns Kommune. Vejledning og regulativ. 2003.
/ 24 / Frederiksberg Kommune, Frederiksborg Amt, Københavns
Kommune, Københavns Amt, Roskilde Amt, Storstrøms Amt
og Vestsjællands Amt. Vejledning i håndtering af forurenet
jord på Sjælland. Juli 2001.
/ 25 / Miljøstyrelsen. BEK nr. 650 af 29. juni 2001. Bekendtgørelse
om deponeringsanlæg.
/ 26 / DOC ISO/TC 190/SC 2 N0188, DOC ISO/TC 190(SC3
N0431, DOC ISO/TC 190/SC7 N0138. Proposed outlie of
guidance document on long and short term storage of soil
samples. Version 2002-05-29.
/ 27 / U.S. Environmental Protection Agency, Region 1. Low Stress
(low flow) purging and sampling procedure for the collection
of ground water samples from monitoring wells, revision 2.
1996
/ 28 / U.S. Environmental Protection Agency. Ground Water Issue.
Low Flow (Minimal Drawdovn) Ground-Water Sampling
Procedures. April 1996.
/ 29 / U.S. Environmental Protection Agency. Groundwater well
sampling. 1995.
/ 30 / Occupational Training SOP Index.
http://www.otrain.com/sopindex.html. 2002.
/ 31 / Miljøstyrelsen. Lossepladsprojektet. Evaluering og udvikling
af metoder til prøvetagning og feltanalyse af anoxisk
grundvand. Rapport H8. Oktober 1990.
/ 32 / Illinois State Water Survey. Practical Guide for Ground-Water
Sampling. 1985.
/ 33 / Arbejdsministeriet. LBK nr. 784 af 11.10.1999.
Bekendtgørelse af lov om arbejdsmiljø.
/ 34 / Arbejdsministeriet. BEK. nr. 576 af 21. juni 2001.
Bekendtgørelse om bygherrens pligter.
/ 35 / Arbejdsministeriet. BEK nr. 575 af 21.06.2001.
Bekendtgørelse om virksomhedernes sikkerheds- og
sundhedsarbejde.
/ 36 / Arbejdstilsynet. Vejledning om pligter ved udbud af
170

Nummer Reference
tjenesteydelser. At-vejledning F.1.1. September 2002.
/ 37 / Arbejdsministeriet. BEK nr. 574 af 21. juni 2001.
Bekendtgørelse om projekterendes og rådgiveres pligter m.v.
efter lov om arbejdsmiljø.
/ 38 / Arbejdsministeriet. Bekendtgørelse af 15. december 1993,
bilag 1. Indretning af byggepladser og lignende arbejdssteder
efter lov om arbejdsmiljø.
/ 39 / Udenrigsministeriet. BKI nr. 18 af 12.05.1996.
Bekendtgørelse af ILO-konvention nr. 167 af 20. juni 1988
om sikkerhed og sundhed inden for bygge- og anlægssektoren.
/ 40 / Miljø- og Energiministeriet. Projektstyringshåndbog for jord-
og grundvandsforureninger. Projekt om jord og grundvand fra
Miljøstyrelsen, nr. 5. 1995.
/ 41 / Arbejdstilsynet. Arbejde med stoffer og materialer. Atmeddelelse
nr. 3.02.5. April 1989.
/ 42 / Arbejdstilsynet. Brugsanvisning for stoffer og materialer. Atmeddelelse
nr. 3.02.2. September 1997.
/ 43 / Arbejdstilsynet. Stoffer og materialer. At-meddelelse nr.
3.02.1. Oktober 1999.
/ 44 / Arbejdsministeriet. BEK nr. 540 af 2. september 1982.
Bekendtgørelse om stoffer og materialer.
/ 45 / Arbejdsministeriet. BEK. nr. 485 af 16. juni 1995.
Bekendtgørelse om ændring af bekendtgørelse om stoffer og
materialer.
/ 46 / Beskæftigelsesministeriet. BEK nr. 492 af 20. juni 2002.
Bekendtgørelse om arbejdets udførelse.
/ 47 / Arbejdstilsynet. BEK nr. 292 af 26. april 2001.
Bekendtgørelse om arbejde med stoffer og materialer
(kemiske agenser).
/ 48 / Miljøministeriet. BEK nr. 329 af 16.05.2002. Bekendtgørelse
om klassificering, emballering, mærkning, salg og opbevaring
af kemiske stoffer og produkter.
/ 49 / Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 733 af 31. juli
2000. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer.
/ 50 / Arbejdstilsynet. Arbejde i jord, forurenet med
sundhedsskadelige kemikalier. At-meddelelse nr. 4.04.16,
bilag 1. Maj 1990.
/ 51 / DS/ISO 10381-3. Jordkvalitet – Prøvetagning – Del 3:
Vejledning vedrørende sikkerhed. 1. udg. 2002.
/ 52 / ISO/DIS 10381-1. Soil quality – Sampling. Part 1: Guidance
on the design of sampling programmes. 1995.
/ 53 / ISO/FDIS 10381-2. Soil quality – Sampling. Part 2: Guidance
on sampling techniques. 2002.
/ 54 / ISO 5667-11. Water quality – Sampling. Part 11: Guidance on
sampling of groundwaters. First ed. 1993.
171

Nummer Reference
/ 55 / U.S. Geological Survey. Techniques of Water-Resources –
Investigations Reports.
http://water.usgs.gov/pubs/twri/index.html.
/ 56 / Bruun Hansen, H.C. Environmental Soil Chemistry.
Environmental Soil Chemistry, 4 th edition. 1998.
/ 57 / Postma, H., Boesen, C., Kristiansen, H., and Larsen, F. Nitrate
Reduction in an Unconfined Sandy Aquifer: Water Chemistry,
Reduction Processes, and Geochemical Modeling. Water
Resources Research, 27, pp. 2027-2045. 1991.
/ 58 / Todd, D.K. Ground Water Hydrology. Wiley International
Edition, chapter 12. 1959.
/ 59 / Lyngkilde, J., Skov, B., Foverskov, A., Albrechtsen, H-J. og
Christensen, T.H. Redoxzoner i perkolatfanen ved Vejen
Losseplads. Vand og Miljø, 5, pp. 184-188. 1991
/ 60 / Miljøministeriet. BEK nr. 672 af 26.07.2002. Bekendtgørelse
om udførelse og sløjfning af boringer og brønde på land.
/ 61 / Boringer og jordforureningsloven. AVJinfo (Amternes
Videncenter for Jordforurening), 8. 2002.
/ 62 / Miljøstyrelsen. Boringer. 2001.
/ 63 / Århus Amt, Miljøkontoret. Grundvandsboringer. Teknisk
rapport. Oktober 1991.
/ 64 / U.S. Geological Survey. Guidelines and Standard Procedures
for Studies of Ground-Water Quality: Selection and
Installation of Wells, and Supporting Documentation. Water-
Resources Investigations Report 96-4233. 1997.
/ 65 / DS 442. Norm for almene vandforsyningsanlæg, 2. udgave
1988.
/ 66 / DS 441. Norm for mindre ikke-almene vandforsyningsanlæg,
2. udg. 1988.
/ 67 / Glensvig, L. Dimensionering af gruskastningsboringer.
Vandteknik, 35, pp.71-81. 1967.
/ 68 / Nordjyllands Amt. Vejledning om håndtering af
overskudsjord. Natur- og Miljøkontoret. 2001.
/ 69 / Viborg Amt. Retningslinier for Viborg Amts administration i
forbindelse med håndtering af forurenet jord, jord fra kortlagte
grunde og vejjord. Udkast. 27. august 2001.
/ 70 / Fyns Amt. Kvalitetskriterier for bortskaffelse og anvendelse af
forurenet og renset jord i Fyns Amt. Miljø- og arealafdeling.
April 1997.
/ 71 / Draft DS/ISO 10381-4. Jordkvalitet- Prøvetagning- del 4
Vejledning for procedure ved undersøgelse af rekreative
områder, uberørt naturområder, områder der grænser op til
disse samt dyrkede arealer. 1995.
172

Nummer Reference
/ 72 / Draft DS/ISO 10381-1. Jordkvalitet- Prøvetagning- del 5
Vejledning ved undersøgelse af jordforurening i bymæssige og
industrielle områder. 2002.
/ 73 / DS/ISO 11074-2. Jordkvalitet – Terminologi – Del 2:
Begreber og definitioner i forbindelse med prøvetagning. 1.
udg. 1999.
/ 74 / Draft DS/ISO 14507. Jordkvalitet- forbehandling af prøver til
bestemmelse af organiske forurenede stoffer. 1996.
/ 75 / U.S. Environmental Protection Agency. Preparation of Soil
Sampling Protocols: Sampling techniques and strategies
EPA/600/R-92/128. 1992.
/ 76 / U.S. Environmental Protection Agency. Soil Screening
Guidance. Technical Background Document. Part 4.
Measuring contaminant concentrations in soil.
http://www.epa.gov/superfund/resources/soilresources/soil/.
1996.
/ 77 / U.S. Environmental Protection Agency. Soil Screening
Guidance. Users Guide. EPA/9355.4-23.
http://www.epa.gov/superfund/resources/soil/. 1996.
/ 78 / Florida Department of Environmental Protection. Standard
Operating Procedures. General sampling procedures. FS 1000.
www.dep.state.fl.us/labs/qa/2002sops.htm. January 1, 2002.
/ 79 / U.S. Army Corps of Engineers. Engineering and Design -
requirements for the preparation of sampling and analysis
plans. EM 200-1-3. www.usace.army.mil./inet/usacedocs/eng-manuals/em200-1-3/toc.htm.
2001.
/ 80 / Louisiana Department of Environmental Quality and
Louisiana Department of Transportation and Development.
Construction of Geotechnical Boreholes and Groundwater
Monitoring Systems. Handbook. December 2002.
/ 81 / U.S. Environmental Protection Agency. Seminar publication.
Site characterisation for subsurface remediation. EPA/625/4-
91/026. 1991.
/ 82 / Amternes Videncenter for jordforurening. Håndbog om
undersøgelser af chlorerede stoffer i jord og grundvand.
Teknik og Administration, rapport nr. 5. 2001.
/ 83 / Miljøstyrelsen. Kemiske stoffers skæbne i jord og grundvand.
Projekt for jord og grundvand nr. 20. 1996.
/ 84 / Miljøstyrelsen. Risikovurdering af jord, afdampning, gas og
grundvand www.mst.dk /jord/ JAGG version 1.5. April 2001.
/ 85 / Miljøstyrelsen. Fase I. Kortlægning af diffus jordforurening i
byområder. Delrapport 3: Indledende forslag til
undersøgelsesstrategier for kortlægning af diffust forurenede
arealer i byområder. Miljørapport nr. 664. 2002.
173

Nummer Reference
/ 86 / U.S. Environmental Protection Agency. GEO-EAS 1.2.1.
Geostatistical Environmental assessment software.
EPA/600/8-91/008. 1991.
/ 87 / U.S. Environmental Protection Agency. GEOPACK A
geostatistical software system. Geostatistics for waste
management. EPA/600/8-90/004. 1990.
/ 88 / Lophaven, S. og Rootzen, H. Geostatistik. Proceedings: ATV
Jord og Grundvand ATV-møde. Diffus jordforurening. 2002.
/ 89 / Nielsen, A.A. Geostatistik og analyse af spatielle data.
Lecture notes. Grundkursus.
http://www.imm.dtu.dk/~aa/teaching.html. 2000.
/ 90 / Amternes videncenter for jordforurening. Håndbog i
analysekvalitet for laboratoriebrugere. Teknik og
administration, rapport nr. 4. 2001.
/ 91 / Nordtest. Nordic guideline for chemical analysis of
contaminated soil samples. NT techn. report 329. 1996.
/ 92 / Amternes Videncenter for jordforurening.
Grundvandsundersøgelser ved fyld- og lossepladser. Teknik
og Administration, rapport nr. 3. 1998.
/ 93 / Amternes Videncenter for jordforurening.
Grundvandsmonitering ved ukontrollerede fyld- og lossepladser.
Teknik og Administration, rapport nr. 8. 1999.
/ 94 / Miljø- og Energiministeriet. BEK nr. 501 af 21. juni 1999.
Bekendtgørelse om spildevandstilladelser m.v. efter
miljøbeskylttelseslovens kapitel 3 og 4.
/ 95 / Miljø- og Energiministeriet. BEK nr. 921 af 8. oktober 1996.
Bekendtgørelse om kvalitetskrav for vandområder og krav til
udledning af visse farlige stoffer til vandløb, søer eller havet.
96 Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelser, Miljø- og
Energiministeriet. Grundvandsovervågning. 2001.
/ 97 / ISO 5667-18. Water quality – Sampling. Part 18: Guidance on
sampling of groundwater at contaminated sites. First ed. 2001.
/ 98 / U.S. Environmental Protection Agency. Ground-Water
Sampling Guidelines for Superfund and PCRA Project
Managers. 2002.
/ 99 / Wisconsin Deparment of Natural Resources. Groundwater
Sampling Desk Reference. Publ-DG-037 96. 2002.
/ 100 / Larsen, T. Pumpe Ståbi. Ingeniøren/Bøger, 3. udg. 2000.
/ 101 / Parker, L.V. The Effects of Ground Water Sampling Devices
on Water Quality: A Literature Review. Ground Water
Monitoring & Remediation, pp. 130-141. Spring 1994.
/ 102 / U.S. Army Corps of Engineers. A Literature Review on
Decontaminating Groundwater Sampling Devices. Organic
Pollutants. CREEL report 1995:14. July 1995.
174

Nummer Reference
/ 103 / U.S. Army Corps of Envineers. Decontaminating Materials
Used in Groundwater Sampling Devices. CREEL, special
report 97 - 24. October 1997.
/ 104 / Parker, L.V. and Ranney, T.A. Decontaminating Groundwater
Sampling Devices. Organic Contaminants. Ground Water
Monitoring & Remediation, pp. 56-68. Winter 2000.
/ 105 / Backhus, D.A., Ryan, J.N., Groher, D.M., MacFarlane, J.K.,
and Gschwend, P.M. Sampling Colloids and Colloid-
Associated Contaminants in Ground Water. Groundwater, 31,
pp. 466-479. 1993.
/ 106 / Powell, R. M. and Puls, R.W. Passive sampling of
groundwater monitoring wells without purging: multilevel
well chemistry and tracer disappearance. Journal of
Contaminant Hydrology, 12, pp. 51-77. 1993.
/ 107 / Stone, W.J. Low-Flow Ground Water Sampling – Is It a Cure-
All? Ground Water Monitoring and Remediation, pp. 70-72.
Spring 1997.
/ 108 / ISO 5667-5. Water quality – Sampling. Part 5: Guidance on
sampling of drinking water and water used for food and
beverage processing. First ed. 1991.
/ 109 / Karklins, S. Groundwater Sampling Field Manual. Produced
by the Wisconsin Department of Natural Resources, Bureau of
Drinking Water and Groundwater. September 1996.
/ 110 / Grøn, C. AOX in groundwater. In: Naturally-Produced
Organohalogens by Grimvall, A. and de Leer, E.W.B. (eds.).
Kluwer Academic Publishers, pp. 49-64. 1995.
/ 111 / Sørensen, K. and Larsen, F. Ellog Auger Drilling: Three-in-
One Method for Hydrogeological Data Collection. Ground
Water Monitoring and Remediation, pp. 97-101. Fall 1999.
/ 112 / Sørensen, K.I., Effersø, F., Auken, E., and Pellerin, L. A
method to estimate hydraulic conductivity while drilling.
Journal of Hydrology, 260, pp. 15-29. 2002.
/ 113 / Edge, R.W. and Cordry, K. The Hydropunch TM : An In Situ
Sampling Tool for Collecting Ground Water from
Unconsolidated Sediments. Ground Water Monitoring and
Remediation, pp. 177-183. Summer 1989.
/ 114 / Torstensson, B-A. A New System for Ground Water
Monitoring. Ground water monitoring and review, 4, pp. 131-
138. 1984.
/ 115 / Geoprobe Systems. www.geoprobe.com. 2002.
/ 116 / National Field Manual for the Collection of Water-Quality
Data. Handbooks for Water-Resources Investigations (Book
9). U.S. Geological Survey.
www.water.usgs.gov/owq/FieldManual/Chapter6. 4/1998.
175

Nummer Reference
/ 117 / Wagner, R.J., Mattraw, H.C., Ritz, G.F., and Smith, B.A.
Guidelines and Standard Procedures for Continuous Water-
Quality Monitors: Site Selection, Field Operation, Calibration,
Record Computation, and Reporting. U.S. Geological Survey,
Water Resources Investigation Report 00-4252. Reston,
Virginia. 2000.
/ 118 / Jones, I., Lerner, D.N., and Baines O.P. Multiport Sock
Samplers: A Low-Cost Technology for Effective Multilevel
Ground Water Sampling. Ground Water Monitoring and
Remediation, pp. 134-142. Winter 1999.
/ 119 / Laxen, D.P.H. and Chandler, I.M. Size distribution of iron and
manganese species in freshwaters. Geochimica et
Cosmochimica Acta, 47, pp. 731-741. 1983.
/ 120 / DS/ISO 5667-3. Water quality – Sampling. Part 3: Guidance
on the preservation and handling of samples. 1996.
/ 121 / DS 2215. Vandundersøgelse. Prøvetagning af vand til analyse
af spormetaller. 1. udg. 1990.
/ 122 / DS/EN ISO 5667-3. Vandundersøgelse - Prøvetagning. Del 3:
Retningslinier for konservering og transport af prøver. 1. udg.
1996.
/ 123 / Banat, F.A., Al-Bashir, B., Al-Asheh, S., and Hayajneh, O.
Adsorption of phenol by bentonite. Environmental Pollution,
107, pp. 391-398. 2000.
/ 124 / Kovacs, D.A., Black, B.D., and Kampbell, D.H. Removal of
Hydrocarbons by Teflon During Storage of VOA Water
Samples. Subsurface Restoration Conference, Dallas, Texas.
June 21-24, 1992.
/ 125 / Ivahnenko, T., Szabo, Z., and Gibs, J. Changes in sample
collection and analytical techniques and effects on
retrospective comparability of low-level concentrations of
trace elements in ground water. Water Resources, 35, pp.
3611-3624. 2001.
/ 126 / Kjeldsen, P., Grundtvig, A., Winther, P., and Andersen, J. S.
Characterization of an old municipal landfill (Grindsted,
Denmark) as a groundwater pollution source: landfill history
and leachate composition. Water Management & Research,
16, pp. 3-13. 1998.
/ 127 / Proceedings of the 7 th International Symposium on Water-
Rock Interaction – WR1-7, Park City, Utah, USA, July 13–18
1992. Kharaka, Y.K. and Meast, A.S. (eds). 1992.
/ 128 / Andersen, L.J. og Kelstrup, N. Markvandingseffekten -
Forklaringer på sæsonfluktuationer i nitratindholdet i
vandboringer. Vandteknik, 56, pp. 77-81. 1988.
176

Nummer Reference
/ 129 / ISO 5667-14. Water quality – Sampling. Part 14: Guidance on
quality assurance of environmental water sampling and
handling. First ed. 1998.
/ 130 / U.S. Environmental Protection Agency. Data Quality
Objectives Process for Hazardous Waste Site Investigations.
EPA QA/G-4HW – Final. January 2000.
/ 131 / U.S. Environmental Protection Agency. Test Methods for
Evaluating Solid Wastes. Physical/Chemical Methods. 2002.
/ 132 / Arizona Water Resources Research Center. Field Manual for
Water Quality Sampling. 1995.
/ 133 / U.S. Environmental Protection Agency. Guidance for the data
quality objectives process. EPA QA/G4. September 1994.
/ 134 / U.S. Environmental Protection Agency. Quality assurance
project plans and data quality objectives for RCRA ground –
Water Monitoring
http://yosemite.epa.gov/osw/rcra.nsf/documents/D72CE5B58
023E65B852565DA006. July 1993.
/ 135 / Amternes Videncenter for Jordforurening. Håndbog i
analysekvalitet for laboratoriebrugere. Teknik og
Administration, rapport nr. 4. 2001.
/ 136 / Hall, S.H. and Juracich, S.P. External Quality Control in
Ground-Water Sampling and Analysis at the Hanford Site.
Prepared for the U.S. Department of Energy under Contract
DE-AC06-76RLO 1830. Pacific Northwest Laboratory –
Operated for the U.S. Department of Energy by Battelle
Memorial Institute. November 1991.
/ 137 / U.S. Environmental Protection Agency. Soil Screening
Guidance: User’s Guide. Publication 9355.4-23. July 1996.
/ 138 / Van Ee, J.J., Blume, L.J., and Starks, T.H. Rationale for the
Assessment of Errors in the Sampling of Soils. EPA/600/4-
90/013.
http://www.ntis.gov/search/product.asp?ABBR=PB90242306
&starDB=GRAPHIST. July 1990.
/ 139 / DHI – Institut for Vand og Miljø. Håndbog i intern
kvalitetskontrol på miljølaboratorier. Januar 2001.
/ 140 / Miljøstyrelsen. Planteoptag af miljøfremmede, organiske
stoffer fra slam Væksthusforsøg og modellering. Miljøprojekt
nr. 477. 1999.
/ 141 / Miljøstyrelsen. Kortlægning af diffus jordforurening i
byområder. Miljøprojekt 664. 2002.
/ 142 / Larsen, G., Frederiksen, J., Villumsen, A., Fredericia, J.,
Gravesen, P., Foged, N., Knudsen, B. og Baumann, J.
Vejledning i Ingeniørgeologisk prøvebeskrivelse. Dansk
Geoteknisk Forening. Juli 1988.
177

Nummer Reference
/ 143 / DS/EN 45013. Generelle kriterier for certificeringsorganer,
der udfører certificering af personale. 1991.
/ 144 / ISO/DIS 15175. Soil quality – Characterization of soil related
to groundwater protection. 2001.
/ 145 / ISO/FDIS 15903. International Standard. Soil quality –
Format for recording soil and site information. 2002.
/ 146 / ISO/DIS 15800. Soil quality – Characterization of soil with
respect to human exposure. 2001.
/ 147 / ISO/FDIS 15176. Soil quality – Characterization of excavated
soil and other soil materials intended of re-use. 2002.
/ 148 / ISO10381-6. Soil quality – Sampling. Part 6: Duidance on the
collection, handling and storage of soil for the assessment of
aerobic microbial processes in the laboratory. First ed. 1993.
/ 149 / DS/EN 25667-1. Vandundersøgelse – Prøvetagning. Del 1:
Vejledning i udformning af prøvetagningsprogrammer. 1. udg.
1994.
/ 150 / DS/EN 25667-2. Vandundersøgelse – Prøvetagning. Del 2:
Vejledning i prøvetagningsteknik. 1. udg. 1994.
/ 151 / Document No. N 109. Guidance on the consequences of
design and installation of monitoring boreholes on the quality
of groundwater samples.
/ 152 / American Society for Testing and Material. ASTM Standards
on Ground Water and Vadose Zone Investigations. Standard
Guide for Sampling Groundwater Monitoring Wells, pp 193-
206. 1994.
/ 153 / U.S. Environmental Protection Agency. Preparation of Soil
Sampling Protocols: Sampling Techniques and Strategies.
1992.
/ 154 / Louisiana Department of Environmental Quality and
Louisiana Department of Transportation and Development.
Construction of Geotechnical Boreholes and Groundwater
Monitoring Systems. Handbook. December 2002.
/ 155 / U.S. Environmental Protection Agency. UCMR (1999) List 1
and List 2 Chemical Analytical Methods and Quality Control
Manual. December 2001.
/ 156 / BP Corporation North America Inc. and U.S. Environmental
Protection Agency. Monitoring Well Comparison Study: An
Evaluation of Direct-Push versus Conventional Monitoring
Wells. May 1 st , 2002.
/ 157 / Parker,L.V. and Ranney, T.,A. Sampling trace-level organics
with polymeric tubings. U.S. Army Environmental Center.
Dynamic Studies. Special report 97-1. 1997.
/ 158 / Parker,L.V. and Ranney, T.,A. Sampling trace-level organics
with polymeric tubings. U.S. Army Environmental Center.
178

Nummer Reference
Special report 96-3. 1996.
/ 159 / Parker, L.V. and Ranney, T.A. Sampling Trace-Level Organic
Solutes with Polymeric Tubing – Part 1. Static Studies.
Ground Water Monitoring and Remediation, pp. 115-124. Fall
1997.
/ 160 / Parker, L.V. and Ranney, T.A. Sampling Trace-Level Organic
Solutes with Polymeric Tubing – Part 2. Dynamic Studies.
Ground Water Monitoring and Remediation, pp. 148-155.
Winter 1998.
/ 161 / Kjeldsen, P. Evaluation of Gas Diffusion through Plastic
Materials used in Experimental and Sampling Equipment.
Water Research, 27, pp. 121-131. 1993.
/ 162 / Grøn, C., Madsen, J.Ø., Simonsen, Y., and Borén, H.
Contamination of Ground Water Samples from Well
Installations. Environmental Technology, 17, pp. 613-619.
1996.
/ 163 / Lanova, J.L. and Muthig, M.G. The Effect of Latex Gloves
and Nylon Cord on Ground Water Sample Quality. Ground
Water Monitoring and Remediation, pp. 98-103. 1991.
/ 164 / U.S. Environmental Protection Agency. Soil Screening
Guidance. Attachment B. Soil Screening DQOs for Surface
Soils and Subsurface Soils.
http://www.epa.gov/superfund/resources/soil/. 1996.
/ 165 / U.S. Environmental Protection Agency. Decision Support
Software.
www.epa.gov/superfund/programs/dfa/decsupp.htm. 2002.
/ 166 / U.S. Department of the Environment. Pacific Northwest
National Laboratory Visual Sampling Plan software.
http://dqo.pnl.gov/vsp. 2002.
/ 167 / University of Tennessee, Knoxville. Spatial Analysis Decision
Assistance (SADA).
www.tiem.utk.edu/~sada/visualization.html. 2002.
/ 168 / Hvam, T. Markundersøgelsesmetoder - mekaniske. DGF-
Bulletin, 5. 1990.
/ 169 / Verschueren. Handbook of Environmental Data on Organic
Chemicals. 3 rd edition. Van Nostrand Reinhold. New York.
1996.
/ 170 / Miljøstyrelsen. Kjærgaard, M., Ringsted, J. P., Albrechtsen,
H-J, Bjerg, P.L. Naturlig nedbrydning af miljøfremmede
stoffer i jord og grundvand. Miljørapport 408. 1998.
/ 171 / The British Crop Protection Council. The Pesticide Manual.
Tomlin, c.d.s., 11th. Edition. 1997.
/ 172 / Gibs, J., Imbrigiotta, T.E., Ficken, J.H., Pankow, J.F., and
Rosen, M.E. Effects of Sample Isolation and Handling on the
Recovery of Purgeable Organic Compounds. Ground Water
179

Nummer Reference
Monitoring and Remediation, pp. 142-151. Spring 1994.
/ 173 / Paul, C.J. and Puls, R.W. Comparison of Ground-Water
Sampling Devices Based On Equilibration Indicator
Parameters. Proceedings: National Ground Water Sampling
Symposium, Washington, DC, November 30 1992.
/ 174 / Pohlmann, K.F., Icopini, G.A., McArthur, R.D., and Rosal,
C.G. Evaluation of sampling and field-filtration methods for
the analysis of trace metals in ground water. U.S.
Environmental Protection Agency (EPA/600/R-94/119).
October 1994.
/ 175 / Vroblesky, D.A., Campbelle, T.R. Equilibration times,
compound selectivity, and stability of diffusion samplers for
collection of ground-water VOC concentrations. Advances in
Environmental Research, 5, pp. 1-12. 2001.
/ 176 / Gustavson, K.E. and Harkin, J. M. Comparison of Sampling
Techniques and Evaluation of Semipermeable Membrane
Devices (SPMDs) for Monitoring Polynuclear Aromatic
Hydrocarbons (PAHs) in Groundwater. Environmental Science
& Technology., 34, pp. 4445-4451. 2000.
/ 177 / U.S. Geological Survey. Science for a Changing World.
User’s Guide for Polyethylene-Based Passive Diffusion Bag
Samplers to Obtain Volatile Organic Compound
Concentrations in Wells. 2001.
/ 178 / Kless, P. Alternative Sampling Method for Site Screening of
VOCs in (DEEP) Groundwater. Soil and Environment, 5, pp.
509-510. 1995.
/ 179 / Puls, R.W. and Paul, C.J. Multi-layer sampling in
conventional monitoring wells for improved estimation of
vertical contaminant distributions and mass. Journal of
Hydrology, 25, pp. 85-111. 1997.
/ 180 / Lollar, B.S., Frape, S.K., and Weise, S.M. Research
Communications. New Sampling Devices for Environmental
Characterization of Groundwater and Dissolved Gas
Chemistry (CH4, N2, He). Environmental Science &
Technology, 28, pp. 2423-2427. 1994.
/ 181 / Mines, B.S., Davidson, J.L., Bloomquist, D., and Stauffer,
T.B. Sampling of VOC’ with the BAT Ground Water
Sampling System. Ground Water Monitoring & Remediation,
pp. 115-120. Winter 1993.
/ 182 / Sevee, J.E., White, C.A., and Maher, D.J. An Analysis of
Low-Flow Ground Water Sampling Methodology. Ground
Water Monitoring and Remediation, pp. 87-93. Spring 2000.
180

Nummer Reference
/ 183 / Burnes, J.P., Briglia, J.E., and Bealer, L.J. Evaluation of Well
Purging in Ground-Water Sampling for BTEX and MTBE.
Proceedings of the Petroleum, Hydrocarbons and Organic
Chemical in Ground Water: Prevention, Detection and
Remediation Conference, Houston, November 13-15 1996.
Ground Water Publishers, pp. 221-235. 1996.
/ 184 / Serlin, C.L. and Kaplan, L.M. Field Comparison of
Micropurge and Traditional Ground Water Sampling for
Volatile Organic Compounds. Proceedings of the Petroleum,
Hydrocarbons and Organic Chemical in Ground Water:
Prevention, Detection and Remediation Conference, Houston,
November 13-15 1996. Ground Water Publishers. 1996.
/ 185 / Williams, K., Martinez, A., Daugherty, S., and Lundegard,
P.D. Ground Water Sampling – A Pilot Study of the Effects of
Well Purging. Proceedings of the Petroleum, Hydrocarbons
and Organic Chemical in Ground Water: Prevention,
Detection and Remediation Conference, Houston, Nov. 13-15
1996. Ground Water Publishers, pp. 191-206. Westerville,
Ohio. 1996.
/ 186 / Puls, R.W., Clark, D.A., and Bledsoe, B. Metals in Ground
Water: Sampling Artifacts and Reproducibility. Hazardous
Waste & Hazardous Materials, 9, pp. 149-162. 1992..
/ 187 / Puls, R. W. and Paul, C.J. Low-Flow Purging and Sampling of
Ground Water Monitoring Wells with Dedicated Systems.
Ground Water Monitoring and Remediation, pp. 116-123.
Winter 1995.
/ 188 / Rödelsperger, M., Rohmann, U., and Frimmel, F. A stationary
packer system for layerwise groundwater sampling in
monitoring wells – Technique and results. Water, Science &
Technology, 23, pp. 545-553. 1991.
/ 189 / Nilsson, B., Jakobsen, R., and Andersen, L.J. Development
and testing of active groundwater samplers. Journal of
Hydrology, 171, pp. 223-238. 1995.
/ 190 / Rapp, M.C., Fulda, C., Schäfer, W., and Kinzelbach, W. The
dual pumping technique (DPT) for level-determined sampling
in fully screened groundwater wells. Journal of Hydrology,
207, pp. 220-235. 1998.
/ 191 / Thullner, M., Höhener, P., Kinzelbach, W., and Zeyer, J.
Validation of the dual pumping technique for level-determined
groundwater sampling in a contaminated aquifer. Journal of
Hydrology, 235, pp. 104-116. 2000.
181

Nummer Reference
/ 192 / Fulda, J., Nilsson, B., Schäfer, W., Gütling, K., and
Kinzelbach, W. The Dual Pumping Technique (DPT) for level
determined sampling in open groundwater wells – application
and comparison with the Separation Pumping Technique
(SPT) and multilevel wells (MLW) well sampling.
Groundwater Research, Rosbjerg (eds), pp. 1-2. Balkema,
Rotterdam. 2000.
/ 193 / Schirmer, M., Jones, I., Teutsch, G., and Lerner, D.N.
Development and testing of multiport sock samplers for
groundwater. Journal of Hydrology, 171, pp. 239-257. 1995.
/ 194 / Nilsson, B., Luckner, L., and Schirmer, M. Field trials of
active and multi-port sock samplers in gravel-packed wells.
Journal of Hydrology, 171, pp. 259-289. 1995.
/ 195 / Price, M. and Williams, A. The Influence of Unlined
Boreholes on Groundwater Chemistry: A Comparative Study
Using Pore-Water Extraction and Packer Sampling. Journal of
the Chartered Institution of Water and Environmental
Management, 7, pp. 651-659. 1993.
/ 196 / Jones, I. and Lerner D.L. Level-determined sampling in an
uncased borehole. Journal of Hydrology, 171, pp. 291-317.
1995.
/ 197 / Puls, R.W. and Powel, R.M. Acquisition of Representative
Ground Water Quality Samples for Metals. Ground Water
Monitoring and Remediation, pp. 167-175. Summer 1992.
/ 198 / Greacen, J. and Silvia, K. A Comparison of Low Flow vs.
High Flow Sampling Methodologies on Groundwater Metals
Concentrations. Ground Water Management, 18, pp. 345-353.
1994.
/ 199 / Reimann, C., Siewers, U., Skarphagen, H., and Banks, D.
Influence of filtration on concentrations of 62 elements
analyzed on crystalline bedrock groundwater samples by ICP-
MS. The Science of the Total Environment, 234, pp. 155-173.
1999.
/ 200 / Rotek. 2001. KIWA certifikater for PEHD og PVC-U.
/ 201 / Miljø- og Energiministeriet. Lov om forurenet jord. Lov nr.
370 af 2. juni 1999
/ 202 / Forskningscenter Risø og Danmarks Jordbrugsforskning.
Upublicerede resultater.
182